Utredning rörande kvicksilvertunnor i Sundsvallsbukten

Transkript

1 Dnr Kemakta AR Utredning rörande kvicksilvertunnor i Sundsvallsbukten Sedimentundersökningar och riskklassning enligt MIFO Fas 2 Foto Karin Jonsson, Kemakta Lars Olof Höglund och Karin Jonsson Kemakta Konsult AB Per Jonsson JP Sedimentkonsult HB April 2008 Box 12655, Stockholm Telefon: , Telefax: , Internet:

2

3 Dnr Kemakta AR Utredning rörande kvicksilvertunnor i Sundsvallsbukten Sedimentundersökningar och riskklassning enligt MIFO Fas 2 Foto Karin Jonsson, Kemakta Lars Olof Höglund och Karin Jonsson Kemakta Konsult AB Per Jonsson JP Sedimentkonsult HB April 2008

4

5 Sammanfattning Kemakta har på uppdrag av Länsstyrelsen i Västernorrlands län utfört en översiktlig undersökning av föroreningssituationen i sedimenten i Sundsvallsbukten, dels inom det cirka 3 x 4 km stora område beläget cirka 8 km sydost om Åstön som utnyttjats som dumpningsområde för kvicksilvertunnor, dels längs olika transekter från dumpningsområdet mot närbelägna djupområden samt en längre transekt in mot Sundsvall. Undersökningen har utförts inom ramen för Länsstyrelsens arbete med förorenade områden. En klassning av föroreningssituationen har gjorts enligt MIFO fas 2 (Metodik för inventering av förorenade områden, Naturvårdsverket rapport 4918, 1999). Metoden innebär en riskklassning med en samlad bedömning av föroreningarnas farlighet, föroreningsnivå, spridningsförutsättningar, känslighet och skyddsvärde. De genomförda undersökningarna av sediment i Sundsvallsbukten visar att riskerna i dagsläget är små. I den övergripande bedömningen av riskerna för dumpningsområdet måste dock i det specifika fallet vägas in den konstaterade förekomsten av cirka 3500 tunnor innehållande cementstabiliserad katalysatormassa med ett signifikant innehåll av kvicksilver. Dessa kvicksilvertunnor har inte provtagits för analys inom ramen för denna utredning, men deras innehåll av kvicksilver får anses känd sedan tidigare. Utredningarna visar att risk finns för att kvicksilverinnehållet på sikt kan frigöras från tunnorna och leda till ökande halter i sedimenten. I den sammantagna riskklassningen enligt MIFO fas 2 har dumpningsområdet placerats i riskklass 1 (mycket stor risk) med hänsyn till förekomsten av kvicksilvertunnorna, trots att de provtagna sedimenten inom dumpningsområdet inte uppvisar några signifikant förhöjda föroreningshalter i dagsläget. De halter som uppmätts i sediment och vatten inom undersökta bottenområden ger inga indikationer på att utgöra någon fara för allmänheten i Sundsvallsbukten. Motiven för riskklassning av dumpningsområdet med de lokaliserade tunnor är främst: Kvicksilverhalterna är låga i samtliga sedimentprov inom dumpningsområdet, motsvarande ingen eller liten påverkan av punktkälla enligt jämförelsekriterier i NV 4918, tabell 17; avvikelse från jämförvärde. Halterna i de inre delarna av Sundsvallsbukten är cirka fyra gånger så höga, detta bedöms dock inte ha orsakats av de dumpade tunnorna inom dumpningsområdet utan bero på andra källor. Kvicksilverhalten i de dumpade tunnorna har en medelhalt på cirka 2400 mg/kg, vilket är en mycket hög halt och motsvarar med bred marginal mycket stor påverkan från punktkälla i NV 4918, tabell 17; avvikelse från jämförvärde. Jämförelsen är dock något konstlad eftersom de dumpade tunnorna i sig utgör punktkällor. Metylkvicksilverhalter i ytliga sediment inom dumpningsområdet är lägre än eller i nivå med de som uppmätts i prover från övriga delar av Sundsvallsbukten. Halterna inom dumpningsområdet är cirka en tiondel av de halter som uppmätts i sediment från Draget. Bedömningsgrunder för metylkvicksilver i havssediment saknas, men halterna i sediment inom dumpningsområdet bedöms som något förhöjda jämfört med andra undersökta områden. Arsenikhalterna i ytliga sedimentprover inom dumpningsområdet är något förhöjda i cirka en tredjedel av proven, motsvarande trolig påverkan av punktkälla enligt jämförelsekriterier i NV 4918, tabell 17; avvikelse från jämförvärde. Detsamma gäller för halten av kobolt och nickel i ett ytligt prov inom dumpningsområdet. i

6 I bottenvattenprover har inga halter uppmätts inom dumpningsområdet som överskrider de kriterier som ges enligt Naturvårdsverkets tillståndsklassning, NV rapport 4913, tabell 18. Inga bottenvattenprov innehöll metylkvicksilverhalter överstigande rapporteringsgränsen (<0,06 ng/l). En stor mängd organiska föroreningar har undersökts med screeninganalyser. Samtliga analysparametrar visar halter under rapporteringsgränsen. Rapporteringsgränserna är dock höga för ett stort antal ämnen varför några slutsatser beträffande föroreningsstatusen för de organiska föroreningarna inte går att dra. Dioxinhalterna uttryckt som I-TEQ varierar obetydligt mellan de olika provpunkterna (inom intervallet 5,9 6,9 ng I-TEQ PCDD/F /kg TS). De båda högsta halterna erhölls inom dumpningsområdet. Inga bedömningsgrunder finns enligt MIFO-metoden för dioxiner och furaner i sediment. Vid en jämförelse med klassningsgränser för havssediment enligt Statens forurensningstilsyn, Norge, klassas samtliga analyserade prover från Sundsvallsbukten som obetydligt förorenade. Föroreningsmängden i de dumpade tunnorna klassificeras som mycket stor med avseende på kvicksilver. Förorenad volym hos dumpade tunnor bedöms som liten. Mängden kvicksilver, metylkvicksilver, arsenik och dioxiner i sediment inom dumpningsområdet har uppskattats dels för ytskiktet (0-2 cm) dels för hela det undersökta sedimentskiktet (0-40 cm). Total mängd i dessa skikt uppgår för kvicksilver till 6 respektive 120 kg, metylkvicksilver 30 respektive 590 g, arsenik 3400 respektive kg, och dioxiner 0,56 respektive 11,2 g I-TEQ PCDD/F. De potentiellt förorenade sedimentvolymerna utgör i ovanstående uppskattningar m 3 respektive m 3, vilket klassas som mycket stor föroreningsvolym. Trots att detta i MIFO-metoden medför en klassning som mycket stor föroreningsmängd och mycket stor volym förorenade sediment får sedimenten inom dumpningsområdet betraktas som material med tämligen låg föroreningsgrad. För kvicksilver är halterna något förhöjda mot angivna bakgrundshalter. Detta är ett bra exempel på svårigheten med en representativ klassning av stora volymer med låg föroreningsgrad i MIFO-metoden. Spridningsförutsättningarna för förorenade sediment bedöms vara mycket stora till följd av bottenerosion av vågor och strömmar i området. Spridningsförutsättningarna för föroreningar från de dumpade tunnorna och betongingjuten katalysatormassa kan inte utslutas vara stora till följd av konstaterad korrosion av plåtfaten och förväntad pågående degradering av betongmaterialet. Detta tillsammans med bottenerosion och strömmar i området resulterar i bedömningen att spridningsförutsättningarna på sikt måste betraktas som stora till mycket stora. Havsområdet är fritt tillgängligt och utnyttjas för viss rekreation och friluftsliv bl a fiske då exponering för förorenade sediment inte kan uteslutas. Vattendjupet inom dumpningsområdet är mycket stort, vilket väsentligt minskar risken för exponering. Ett flertal skyddsobjekt finns inom närliggande vattenområden i Sundsvallsbukten och angränsande kuststräckor, bland annat naturreservat, riksintressen för naturvård, samt riksintresse för yrkesfiske. Fortsatta utredningsarbeten för att i mer detalj utreda nuvarande status på de dumpade tunnorna (lakningsegenskaper mm) föreslås ske genom att några få tunnor bärgas för ii

7 vidare undersökning. Vidare rekommenderas kompletterande undersökningar i syfte att lokalisera de resterande cirka kvicksilvertunnor som enligt uppgift dumpats men ännu inte återfunnits inom anvisat dumpningsområde. Det har i tidigare undersökning framkommit att ett mindre antal kvicksilvertunnor dumpats i närheten av, men något utanför anvisat dumpningsområde. Det är emellertid ett långt större antal kvicksilvertunnor som ännu ej påträffats. Genomförda analyser ger även indikation om en möjlig källa för dioxiner inom dumpningsområdet, varför provtagning och analys av de deponerade tunnorna bör genomföras för att klarlägga om de kan utgöra en dioxinkälla. Slutligen riktar författarna ett stort tack till besättningen på forskningsfartyget Sunbeam vars outtröttliga arbetsinsats under delvis prövande betingelser under fältprovtagningen till havs har möjliggjort denna utredning. iii

8 iv

9 INNEHÅLLSFÖRTECKNING SAMMANFATTNING... I 1 UPPDRAG OCH SYFTE Beställare Bakgrund och syfte Avgränsningar av undersökningarna MIFO-metoden 2 2 ALLMÄN INTRODUKTION TILL BOTTENHAVETS SEDIMENTFÖRHÅLLANDEN Sedimenttyper i Östersjön och Bottenhavet Bioturberade Recent laminerade Öppna Östersjön Sjöar och kustområden Kustzonen Bottenhavets kustområden Processer för metylering av kvicksilver 6 3 OMRÅDESBESKRIVNING Läge Klingerfjärden Draget Vattenomsättning Områdets användning Förhållanden i omgivningen, tex skyddsobjekt Industriell verksamhet Ursprung för de dumpade tunnorna 16 4 UTFÖRDA UNDERSÖKNINGAR Tidigare utförda undersökningar Undersökningar inom föreliggande studie Förutsättningar och hypoteser Undersökningsstrategi Kartering av bottendynamiska förhållanden Sedimentprovtagning Analyser CESIUMDATERING FÖRORENINGARNAS FARLIGHET FÖRORENINGSNIVÅ Metaller i sediment Haltjämförelser i prover från olika delområden i Sundsvallsbukten Korrelationsanalys Inverkan av noduler Jämförelser med bakgrundshalter i Bottenhavet Föroreningshalter i sedimentporvatten Metaller i bottenvatten Metylkvicksilver i sediment Metylkvicksilver i bottenvatten 55 v

10 7.5 Organiska föroreningar i sediment Dioxiner och furaner Mängd och volym Dumpade kvicksilvertunnor Förorenade sediment inom dumpningsområdet Förorenade sediment utanför dumpningsområdet Klassning avseende föroreningsmängd och förorenade volymer Föroreningsfördelningar i sediment Djupfördelning av metallföroreningar Kongensammansättning på dioxiner SPRIDNINGSFÖRUTSÄTTNINGAR I sediment och ytvatten Spridning från tunnor 66 9 KÄNSLIGHET OCH SKYDDSVÄRDE Dumpningsområdet Dumpade tunnor SAMLAD RISKBEDÖMNING - RISKKLASSNING FÖRSLAG PÅ FORTSATTA ARBETEN REFERENSER BILAGA A: PROVTAGNINGSPROTOKOLL, SEPTEMBER 2007 BILAGA B: IFYLLDA MIFO-BLANKETTER BILAGA C: ANALYSPROTOKOLL BILAGA D: FOTOBILAGA vi

11 1 Uppdrag och syfte 1.1 Beställare Kemakta har på uppdrag av Länsstyrelsen i Västernorrlands län utfört en översiktlig undersökning av föroreningssituationen i sedimenten i Sundsvallsbukten, dels inom det cirka 3 x 4 km stora område beläget cirka 8 km sydost om Åstön som utnyttjats som dumpningsområde för kvicksilvertunnor, dels längs olika transekter från dumpningsområdet mot närbelägna djupområden samt en längre transekt in mot Sundsvall. Arbetet har inkluderat en riskklassning av dumpningsområdet enligt MIFO fas 2 (Metodik för inventering av förorenade områden, Naturvårdsverket rapport 4918, 1999). 1.2 Bakgrund och syfte Under och början av 1960-talet dumpades tunnor innehållande kvicksilverhaltiga katalysatormassor i Sundsvallsbukten, utanför dåvarande svenskt territorialvatten. Katalysatormassorna härrörde från vinylkloridtillverkning. I tidigare undersökningar som gjorts i Sundsvallsbukten (Cato m.fl., 2006) påträffades cirka tunnor med cementstabiliserad katalysatormassa inom och i anslutning till det tidigare anvisade dumpningsområdet. Uppgifter finns att ca tunnor har dumpats i området. Katalysatormassan innehåller höga halter av kvicksilver, uppskattningsvis cirka 2400 mg Hg/kg TS, som bedömdes utgöra den största risken för hälsa och miljö. Undersökningar utförda inom området visade att tunnorna är i dåligt skick och till en del sönderrostade varför risken för spridning av föroreningar, främst kvicksilver, bedömdes vara stor. Bottenundersökningar av Cato m.fl. (2006) redovisade att dumpningsområdet utgjordes av transport- och erosionsbottnar varför spridningsriskerna bedömdes som stora. Dumpningsplatsen placerades av Länsstyrelsen preliminärt i riskklass 1 mycket stor risk enligt MIFO på grund av den stora mängden kvicksilver, tunnornas nuvarande tillstånd och den fortsatta spridningsrisken, både på kort och lång sikt. Att objektet placerades i riskklass 1 innebar att angelägenheten för vidare undersökningar var mycket stor. Målet med de nya undersökningarna är att översiktligt beskriva spridningen i området och riskbedöma detta genom kompletterande provtagning och insamlande av erfarenheter i andra fallstudier, granskning av senaste forskningsrön gällande kvicksilver i sediment, sammanställning av äldre analysdata samt ge förslag till kostnadsbedömda fördjupningsstudier som kan behövas. Undersökningen och riskbedömningen skall även ligga till grund för att Länsstyrelsen ska kunna prioritera detta objekt i förhållande till den övriga kvicksilversituationen i Sundsvallsbukten. 1.3 Avgränsningar av undersökningarna Undersökningarna fokuseras på dumpningsområdet samt jämförande undersökningar längs några transekter för att belysa om dumpningsområdet utgör en källa för kvicksilver och hur stor denna är i förhållande till andra källor i Sundsvallsområdet. För att undersöka spridningen från området lades provtagningspunkter längs transekter i olika riktningar från dumpningsområdet. 1

12 Förekomsten av förorenade sediment i Sundsvallsbuktens olika delar kan dock inte uppskattas i detalj baserat på resultaten från den översiktliga undersökningen. Detta har inte heller varit syftet med undersökningarna. För att uppskattningar av mängderna av föroreningar såväl som mängden förorenade sediment ska vara meningsfulla måste även en geografisk avgränsning göras, något som ter sig svårt i ett öppet havsområde. Av denna anledning har inga försök till kvantifieringar gjorts av föroreningsmängden i sediment utanför dumpningsområdet. 1.4 MIFO-metoden Utredningarna har innefattat en riskklassning enligt MIFO metoden fas 2 (Metodik för inventering av förorenade områden, Naturvårdsverket rapport 4918, 1999). I MIFO fas 1 baseras riskklassningen på befintligt arkivmaterial. I fas 2 genomförs fördjupade undersökningar och förnyad provtagning för att ge ett säkrare underlag för bedömingar av hälso- och miljörisker. MIFO-metoden har utarbetats av Naturvårdsverket som en enhetlig metodik med syfte att göra det möjligt att utföra riskbedömningar med rimlig säkerhet inom ramen för länsstyrelsernas arbete med att identifiera och prioritera olika efterbehandlingsobjekt. Genom att tillämpa en enhetlig metodik kan objekt jämföras i samband med prioritering av fortsatta undersökningar och åtgärder samt vid beslut om miljöriskområden. Metoden innebär en riskklassning med en samlad bedömning av: Föroreningarnas farlighet (typ av ämnen) Föroreningsnivå (halter, mängder, volymer) Spridningsförutsättningar (hur snabbt kan föroreningar spridas?) Känslighet (risker för människan) Skyddsvärde (miljörisker, skyddsvärda miljöer) I den samlade riskklassningen vägs de olika faktorerna samman i ett riskdiagram för att spegla den samlade risken för människa och miljö som objektet ger upphov till. En riskklass 1-4 föreslås för det aktuella objektet: Klass 1 - Mycket stor risk Klass 2 - Stor risk Klass 3 - Måttlig risk Klass 4 - Liten risk Riskklassningar för olika undersökta objekt ligger till grund för länsstyrelsernas prioritiering av fortsatt arbete med efterbehandlingsutredningar med statlig finansiering, såväl som fortsatt tillsynsarbete där exempelvis en ansvarig verksamhetsutövare finns. 2

13 2 Allmän introduktion till Bottenhavets sedimentförhållanden Omsättningen och depositionen av finmaterial i akvatiska miljöer är en av nyckelfaktorerna i ekologiska sammanhang eftersom finmaterialet har stor inverkan på såväl funktionen som karaktären hos ett akvatiskt ekosystem. Då man definierar fördelningen mellan olika bottentyper (=bottendynamiska förhållanden) utgår man normalt från det mest lättrörliga finmaterialet (med partikelstorlek < 0,006 mm, eller medium silt), som också är viktigt i ekologiska sammanhang eftersom det generellt har stor förmåga att binda olika typer av föroreningar. Följande definition av bottentyper har använts (Håkanson and Jansson, 1983): Ackumulationsbottnar är bottnar där finmaterial kontinuerligt deponeras. Transportbottnar är bottnar med oregelbunden deposition och borttransport av finmaterial och blandade sediment. Erosionsbottnar är bottnar där grövre material (> 0,006 mm) dominerar. De flesta sedimentparametrar uppvisar samma mönster om man jämför de tre bottentyperna: Låga halter i erosionsbottnar, höga halter i ackumulationsbottnar medan transportbottnar karaktäriseras av varierande halter (se t ex Håkanson and Jansson, 1983). Erosionsbottnar utgörs av sten, grus och sand, ibland överlagrande en glacial eller postglacial lera, och har låga vattenhalter och organiska halter. Eftersom det hela tiden sker en borttransport av material från erosionsbottnar är halterna av näringsämnen och metaller normalt låga. Ackumulationsbottnarna däremot består av finmaterial som lera och lergyttja och har höga vattenhalter. Ibland kan gränsen mellan sediment och vatten vara svår att avgöra pga den höga vattenhalten i ytsedimentet. Vanligen finner man de högsta halterna av de flesta substanser i ackumulationsbottnarna. Dessa bottnar innehåller även naturligt hög halt organiskt material. Hög halt av organiskt material kräver mycket syrgas vid nedbrytningsprocesserna vilket innebär att områden med stor andel ackumulationsbottnar är särskilt känsliga för extra belastning av syrgaskrävande organiskt material. Näring som ansamlas på botten binds till stor del i sedimentet så länge ytsedimentet är syresatt. Vid syrgasfattiga förhållanden förändras de kemiska egenskaperna hos ytsedimentet och näringsämnen, främst fosfor, frigörs från botten till vattnet. I och med att sedimentytan hela tiden pålagras av nytt material från omgivande vatten blockeras syrgastillförseln till djupare liggande sedimentskikt. Endast några centimeter ner i sedimentpelaren är bottnarna därför ofta naturligt syrgasfria, vilket ger en karakteristisk svavelvätehaltig lukt vid omrörning av sedimentet. Så länge ytsedimentet är syresatt fungerar det som ett lock vilket hindrar näringsläckage från underliggande sedimentlager. I gränsskiktet mellan syrgasrika och syrgasfattiga skikt sker denitrifikation vilket innebär att oorganiskt kväve omvandlas till kvävgas genom bakterieaktivitet. Denitrifikationsprocesserna minskar på detta sätt kväveförrådet i sedimenten. Transportbottnar kännetecknas av mycket varierande föroreningshalter vilket beror på att dessa bottnar periodvis fungerar som ackumulationsbottnar. Vid ett stormtillfälle kan dock det tidigare ackumulerade materialet resuspenderas och förflyttas nedåt mot djupare liggande ackumulationsbottnar. 3

14 2.1 Sedimenttyper i Östersjön och Bottenhavet Bioturberade I de allra flesta havsområden finns ett betydande djurliv i gränsskiktet mellan sediment och vatten. Dessa djur har en förmåga att blanda om sedimentet så att eventuella årtidsskillnader i sedimentationen jämnas ut. Genom bioturbationen (dvs sedimentomblandning av bottenfauna) omblandas även nysedimenterat kraftigt förorenat material med underliggande preindustriella sediment, vilket leder till att snabba förändringar i föroreningsbelastning suddas ut. Detta leder också till att dessa bioturberade sediment är svåra att använda i miljökontrollen för beskrivning av tidsutvecklingen. Således tar det många år innan en eventuell belastningsminskning ger sig till känna i form av minskande ytsedimenthalter Recent laminerade Undersökningar i Östersjön visar att betydande arealer av egentliga Östersjöns ackumulationsbottnar under de senaste decennierna har övergått från att vara bioturberade till att där i dag avsätts laminerade sediment (dvs varviga sediment som avsätts där bottendjur saknas). Detta tycks ha inneburit stora effekter på sedimentens förmåga till fastläggning av såväl organiska miljögifter som metaller (Jonsson, 1992). I samband med övergång från bioturberat sediment till laminerat ökar halterna påtagligt av många föroreningar. Orsaken till att metaller som t ex kadmium och koppar numera tycks fastläggas mer effektivt är sannolikt kopplad till dessa metallers benägenhet att bilda olösliga sulfidkomplex vid syrgasfria förhållanden (Borg & Jonsson, 1996), vilket numera ofta råder i egentliga Östersjöns djupa bottennära vatten. När det gäller persistenta miljögifter som PCB, DDT och klorerade dioxiner/furaner kan faktorer som ökad sedimentation, sämre mineralisering av det organiska materialet i ytsedimentet och därtill kopplat ändrad lipid-pool (dvs ökad mängd kvarvarande fetter) vara av betydelse i sammanhanget Öppna Östersjön På i stort sett alla ackumulationsbottnar för finsediment belägna djupare än 75 m i öppna egentliga Östersjön avsätts laminerade sediment (Jonsson et al., 1990), som en följd av utslagning av bottenfaunan. Lamineringen, som av flera skäl anses vara anuell (Morris et al., 1988; Jonsson, 1992; Persson and Jonsson, 2000; Eckhéll et al., 2000), har utnyttjats för översiktlig beräkning av depositionen av torrsubstans, organiskt material och oorganiska närsalter (Jonsson et al., 1990; Jonsson och Carman, 1994; Persson and Jonsson, 2000; Eckhéll et al., 2000 ) samt klorerade ämnen och metaller (Jonsson, 1992; Jonsson, 2000; Jonsson et al., 2000). Under tiden efter den senaste nedisningen har homogen lera eller lergyttja dominerat i alla Östersjöns delbassänger. I vissa områden och under vissa perioder har dock laminerade sediment bildats naturligt i Östersjöbäckenet. Ytan där denna sedimenttyp deponeras synes ha fyrdubblats sedan 1940-talet och täcker idag ca en tredjedel av egentliga Östersjöns bottnar (Jonsson et al., 1990). 4

15 2.1.4 Sjöar och kustområden Laminerade ytsediment är ett välkänt fenomen i sjöar (Anderson and Dean, 1988; Renberg, 1986), i Bottenvikens (Heikkilä, 1986) och Bottenhavets (Axelsson, 1983; Cato, 1987) kustområden, i Östersjöns (Morris et al., 1988, Jonsson et al., 1990) och Skagerraks (Wallin och Öster, 1986) kustområden liksom i dess öppna delar (Axelsson, 1987; Renberg, 1981; Jonsson et al., 1990). Orsaken till bildningen av laminerade sediment har för svenska sjöar befunnits vara årstidsväxlingarna under ett år (Renberg, 1981). Växlingar i sammansättning och sedimentationshastighet för det sedimenterande materialet i kombination med förändringar i diagenetiska processer (åldrings- och omvandlingsprocesser) är några av de viktigare förutsättningarna för uppkomsten av laminerade sediment. Den allra viktigaste är dock avsaknaden av makroskopisk bottenfauna. Under goda syrgasförhållanden blandas sedimentet om genom bioturbation av bottendjuren och eventuella årstidsgenererade strukturer i sedimentet försvinner Kustzonen Sedan 1992 har undersökningar av skärgårdsbottnar genomförts vid Institutionen för geovetenskaper vid Uppsala universitet och Institutionen för Geologi och geokemi vid Stockholms universitet. De genomförda studierna visar att laminerade sediment avsätts idag även i Östersjöns kustområden (Jonsson, (Ed.), 2003). I vissa områden finner man laminering flera hundra år tillbaka vilket har tolkats så att inom dessa områden råder naturlig syrgasbrist. I andra fjärdsystem har lamineringen uppstått de senaste decennierna vilket indikerar recenta eutrofieringsproblem. Sedimentationshastigheterna är oftast höga i skärgårdarna, normalt 5-20 mm/år med uppmätta extremvärden på 50 mm/år. Detta innebär att sedimentationen vanligen är 5-10 gånger högre i skärgårdarna än i öppet hav Bottenhavets kustområden Bottenhavet är en del av Bottniska viken och täcker området söder om Norra Kvarken och norr om Åland. Bottenhavet är 350 kilometer långt och 230 kilometer brett på bredaste stället. Ytan är kvadratkilometer, volymen kubikkilometer (Wikipedia). Saliniteten är högst (cirka 6 ) i södra delen och lägst i norr (cirka 4 ), med en svag skiktning mot djupet (SNA Hav och Kust, 1992). Bottenhavet kan karaktäriseras som ett relativt djupt kallvattenhav. Medeldjupet är 69 meter och det största djupet på 293 meter återfinns vid Ulvödjupet. Bottenhavet är ofta islagt under vinterhalvåret och årsmedeltemperaturen i vattenmassan är 4 6 grader (Länsstyrelsen i Västernorrland, 1997). Den biologiska tillväxten är därigenom låg och reproduktionen störningskänslig (Jonsson, (Ed.), 2003). Laminerade ytsediment har konstaterats förekomma i Bottenhavets kustområden (Axelsson, 1983; Cato, 1987). Undersökningar i Ångermanfjorden visar att förekomsten av laminerade sediment samvarierar med och tycks vara betingad av belastningen av syreförbrukande utsläpp (BOD) från industriella och kommunala utsläpp (Jonsson, (Ed.), 2003). Under början av 1900-talet var 40 % av de undersökta sedimentkärnorna laminerade, 1970 var 100 % av sedimentkärnorna laminerade, men en återhämtning har skett i takt med minskande BOD-belastning och 2003 var % av sedimentkärnorna laminerade. 5

16 Kolhalten i sediment från Bottenhavets kustområden är generellt påtagligt lägre än i fjärdarna i Egentliga Östersjöns kustområden. Vanligen är halterna något högre i ytsedimenten (2 4 %) än i de djupare skikten (ca 1 2 %) (Jonsson, (Ed.), 2003). Landhöjningen i Bottenhavet är cirka 7 mm/år. Landhöjningen gör att material som avsattes för flera hundra eller tusen år sedan nu kommer upp ovanför vågbasen och sålunda kan påverkas av dagens vindgenererade vågerosion. Den sedimentomlagring som sker till följd av detta beräknas vara sex gånger högre än den sedimenttillförsel som sker via floder. Djupområdena i Sundsvallbukten räknas dock som depositionsområden (SNA Hav och Kust, 1992). 2.2 Processer för metylering av kvicksilver I detta avsnitt ges en kort inblick i de processer som styr bildningen av metylerat kvicksilver i vatten och sediment. Detta bygger på resultaten från tre olika projekt inom Naturvårdsverkets kunskapsprogram för Hållbar sanering (Skyllberg m.fl (2006); Regnéll m.fl. (2008); Höglund m.fl. (2008)). Kvicksilver förekommer i tre olika oxidationstillstånd 0, +I och +II. Kvicksilver har olika löslighet i vatten i de olika kemiska formerna. Kvicksilvrets uppträdande i vatten påverkas även i hög grad av andra ämnen med vilka det kan bilda vattenlösliga komplex eller bilda svårlösliga fällningar. Den mest toxiska formen av kvicksilver är organiskt bundet metylkvicksilver (CH 3 Hg + ), ofta förkortat MeHg. Bildningen av MeHg sker huvudsakligen genom mikrobiella processer. Bildningen av MeHg är kopplad till nedbrytningen av organiskt material och sker framförallt i övergången mellan oxiderande och reducerande zoner i vattenmassan eller i sedimentens översta skikt. En syntes av resultat och tolkningar av studier av metylering i skilda akvatiska miljöer har genomförts inom de tre projekten (se exempelvis Skyllberg m.fl., 2006). Syntesen har sammanfattats i en konceptuell modell, se figur 2.1, för vilka faktorer och processer som styr de komplexa förloppen vid metylering av kvicksilver i vatten och sediment, se Regnéll m.fl. (2008) och Höglund m.fl. (2008). Skyllberg m.fl. (2006) har visat att bildning av lösliga neutrala kvicksilversulfidkomplex är en nyckelfaktor för bildningen av MeHg. Ett kort sammandrag ges nedan av några viktiga faktorer och processer som bedöms ha relevans för Sundsvallbukten. Den relativt komplexa kvalitativa modellen beskrivs här endast i punktform baserat på Höglund m.fl. (2008), mer ingående processbeskrivningar återfinns i Regnéll m.fl. (2008) och Skyllberg m.fl. (2006), samt i den elektroniska processdatabas som tagits fram av Höglund m.fl. (2008). Kommentarer till bedömd relevans för de platsspecifika förhållandena ges med kursiv text för respektive punkt. - Kvicksilvret fördelar sig mellan: o Vatten Lösta/kolloidala former Suspenderade partiklar Organiska/oorganiska partiklar Levande organismer 6

17 o Bottensediment Lösta/kolloidala former Sedimenterade partiklar Organiska/oorganiska partiklar Levande organismer o Atmosfären Ångfas Partikelfas Aerosol - Spridningsprocesser: o Transport av lösta och suspenderade former Diffusiva flöden (transport i sedimenten) Advektiva/konvektiva flöden (transport med havsströmmarna) o Resuspension av sediment (inverkan av vågor och strömmar) o Förångning (från havsytan) o Frisättning på grund av nedbrytning av organiskt material bildning av lösta komplex reduktiv upplösning av järn- manganoxider metylering reduktion av Hg II till Hg 0 o Biologiskt upptag - Processer som leder till fastläggning i sediment: o Bindning till sedimenterande partiklar Adsorption på: inflödande partiklar resuspenderat material biota nybildade partiklar (Fe-/Mn- oxider) (detta kan tänkas vara en väsentlig process eftersom det förekommer rikligt med mangannoduler i sedimenten i Sundsvallsbukten) o Sedimentation o Bindning direkt till sediment o Överlagring och immobilisering Fysisk överlagring av sedimenterande material Kemisk omvandling till inerta former Bindning till svårnedbrytbart organiskt material Bindning i svårlöslig sulfid (HgS och/eller associerat till FeS) - Processer som leder till upptag av metylkvicksilver i organismer o Metylering o Direktupptag av metylkvicksilver i de lägre trofinivåerna o Överföring av metylkvicksilver mellan olika trofinivåer (biomagnifikation) (detta manifesteras i förhöjda MeHg-halter i strömming, lax, gädda m.fl. fiskarter) 7

18 FAKTARUTA Nettobildning av metylkvicksilver = metylering demetylering + inflöde av metylkvicksilver utflöde av metylkvicksilver Metyleringen ombesörjs av svavelreducerande bakterier vars aktivitet stimuleras av 1) energirika kolföreningar som acetat och fettsyror vilka är elektrondonatorer 2) tillgång på sulfat som är elektronacceptor 3) hög temperatur 4) tillgång på lösta neutrala kvicksilversulfider - Betingelser som gynnar metylering: o Anaerobi (förekommer främst inom ackumulationsbottnar) Förekomst av nedbrytbart organiskt material Ökad temperatur (detta kan vara en starkt begränsande faktor i djupa havssediment där temperaturen är konstant låg) Förekomst av spjälkande mikroorganismer och fermenterare (kan förväntas förekomma i tillräcklig mängd om betingelserna i övrigt är gynnsamma för bakteriell verksamhet) Låg syretillförsel Tillgång på nödvändiga näringsämnen Enkla organiska molekyler Närsalter (P, N) Elektronacceptorer (nitrat, Fe- Mn-oxider, sulfat, koldioxid) o Sulfatreduktion Tillgång på sulfat i tillräckliga halter (finns i riklig mängd i havsvattnet) Tillgång på enkla organiska molekyler (relativt låg halt organiskt material i de aktuella sedimenten i Sundsvallsbukten) Låga halter av nitrat, Fe- Mn-oxider Fosfor, kväve? Sulfatreducerande bakterier har förmåga till kvävefixering Ökad temperatur (inte relevant för de aktuella vattendjupen) o Bildning av neutrala kvicksilversulfidkomplex Låg DOC-koncentration (kan förväntas) Förekomst av fri sulfid (påverkas av ph, Fe, elementärt svavel) o Upptag av neutrala kvicksilversulfidkomplex av metylerande mikroorganismer - Betingelser som gynnar demetylering: o God syresättning o Hög ljusintensitet (detta saknar relevans för de aktuella bottenvattnen i Sundsvallbukten, processen kan dock vara väsentlig nära vattenytan) Solinstrålning (ej relevant) Siktdjup (ej relevant) Vattenfärg (ej relevant) 8

19 Partikelkoncentration (ej relevant) o Höga kvicksilverkoncentrationer (detta kan möjligen vara relevant i eller i direkt anslutning till de dumpade tunnorna i Sundsvallsbukten) o Hög vattentemperatur (ej relevant för de aktuella vattendjupen) - Miljöer i vilka metylering av kvicksilver sker: o Vattenmättade jordar (våtmarker) (ej relevant) o Strandnära zoner i sjöar och vattendrag (ej relevant) o Anoxiskt bottenvatten och sediment (relevant främst inom områden med laminerade sediment) - Förekomst av cellulosafiber (ej relevant för det undersökta dumpningsområdet, kan dock ha stor relevans för inre delar av Sundsvallsbukten där fiberbankar förekommer) ökar 1) metylering genom att: o utgöra potentiellt lätt nedbrytbart organiskt material o leda till uppgrundning av sjöar och därmed snabbare uppvärmning av sedimentyta och bottenvatten under varm årstid spjälkande och fermenterande organismer ökar syretäring, snabbare etablering av anaerobi, sulfatreduktion och därmed metylering o fiberns höga kol/kväve-kvot (C/N) kan gynna kvävefixerande bakterier såsom sulfatreducerande bakterier (SRB) och Clostridia o fiberns låga järninnehåll gynnar uppkomsten av fri sulfid 2) spridning av kvicksilver genom att: o öka frisättningen av kvicksilver från partiklar reduktiv upplösning av Fe- Mn- oxider sulfidkomplexering metylering o öka resuspensionen av sediment delvis nedbruten fiber kvarhåller kvicksilver och resuspenderas lätt gasbildning sjokbildning turbulens o minska sedimentationen minskad uppehållstid och ökad flödeshastighet mindre vattendjup - Förekomst av kvicksilverkontaminerade cellulosafiber utgör dessutom en kvicksilverkälla 9

20 Figur 2.1 Konceptuell modell för metylering av kvicksilver i bottenvatten och sediment (Höglund m. fl., 2008). Inverkan av cellulosafiber i sedimenten belyses. Flöden och omvandlingar av kvicksilver i systemet har markerats med röd färg. HFO, HMO står för hydratiserade järn- och manganoxider. POM är partikulärt organiskt material. 10

21 3 Områdesbeskrivning 3.1 Läge Sundsvallsbukten är belägen i Sundsvalls och Timrå kommuner, Västernorrlands län. Landskapet i Sundsvallsbukten norr om Ljungans mynning karakteriseras av sprickdalssystem i nord-sydlig och ost-västlig rikning som bildar ett rutmönster med bergkullar som når fram till kustlinjen (SNA Hav och kust, 1992). De inre delarna av Sundsvallsbukten utgörs av Klingerfjärden i norr där Indalsälven har sitt utlopp, Sundsvallsfjärden och Draget i söder där Ljungan har sitt utlopp. Alnösundet förbinder Klingerfjärden med Draget och avleder en del av Indalsälvens flöde. Indalsälvens normalflöde är cirka 450 m 3 /s. Indalsälven har dock även ett direkt utflöde i de yttre delarna av Sundsvallbukten öster om Alnön. Ljungan med ett normalflöde på cirka 130 m 3 /s avleds via Svartviksfjärden och Draget direkt till Sundsvallsbukten söder om Alnön. Strömförhållandena i Sundsvallsbuktens inre delar har studerats i viss detalj i samband med utbyggnad av ett hamnområde (Sundsvalls kommun, 2004), i följande avsnitt ges en kort sammanfattning av de redovisade resultaten. Under och början av 1960-talet dumpades tunnor innehållande kvicksilverhaltiga katalysatormassor i Sundsvallsbukten, utanför dåvarande svenskt territorialvatten. Katalysatormassorna härrörde från vinylkloridtillverkning. Uppgifter finns att ca tunnor har dumpats i området. Dumpningsområdet är beläget i yttre delen av Sundsvallsbukten med centrum vid Latitud och Longitud , cirka 8 km sydost om Åstholmsudde (se figur 3.1). Under sommaren 2006 påträffades ett antal av dessa tunnor och efterföljande inventering, som utfördes på uppdrag av länsstyrelsen, resulterade i att ca 3500 tunnor kunde återfinnas inom det tidigare anvisade dumpningsområdet (Cato m.fl., 2006) Klingerfjärden Timrå, med en stor pappersmassafabrik i drift och flera äldre nedlagda, är beläget vid Klingerfjärdens västra strand. I de norra delarna av fjärden mynnar Indalsälven via ett mycket stort deltaområde. Både öppningen i väster och den i sydost är förhållandevis smala och grunda. Klingerfjärden har ett största djup på 55 m och omges av grundare trösklar i Alnösundet på cirka m och nordost om Alnön på cirka m. Trots ett relativt skyddat läge kan man anta att vattenomsättningen i området är mycket effektiv, tack vare sötvattentillförseln samt strömsättning via de två öppningarna som båda ligger relativt nära öppna havet (Jonsson, (Ed.), 2003). Utflödet från älven ger en markerad salthaltsskiktning med ett tunt lager älvvatten, i Alnösundet ofta mindre än 3 m, som överlagrar saltare bottenvatten. I djupare lager finns en returström av saltare vatten (Sundsvalls kommun, 2004). Indalsälvens delta eroderas i takt med landhöjningen, dock är tillförseln av sedimenterande material är idag mycket liten till följd av att sedimentation sker i Bergeforsens fördämningsmagasin före utloppet i Klingerfjärden (SNA, Hav och kust, 1992) Draget Draget är benämningen på vattenområdet söder om Sundsvall och Alnön. I områdets södra del mynnar Ljungan via Svartviksfjärden. Hela området ligger i en mycket kraftigt industrialiserad del av Sverige med bland annat pappersbruk, 11

22 aluminiumsmältverk och kemisk industri. I Draget har dumpning av muddermassor skett under många år. Mynningen ut mot öppna havet är mycket bred och relativt djup, vilket innebär att Draget är mycket exponerad. Maximala djupet på 56 m är beläget i områdets centrala delar (Jonsson, (Ed.), 2003). Söder om Alnön finns en djupränna på cirka 30 m djup som medger införsel av saltare vatten mot de inre delarna av bukten. Älvsedimenten från Ljungan fångas upp i två större sjöar (Stödesjön och Marmen) strax före utloppet i Draget (SNA Hav och kust, 1992), varför Ljungan endast ger mindre bidrag till sedimentation i Sundsvallsbukten Vattenomsättning Vattenomsättningen i Sundsvallsbukten karakteriseras av en komplex strömbild som påverkas av utflödet från de två älvarna, vind, lufttryck och vattenståndsvariationer (Sundsvalls kommun, 2004). Strömbilden kompliceras ytterligare av stora variationer av språngskikten mellan cirka 5-15 m. Under isfri period domineras vattenomsättningen av vind. Vid pålandsvind förs stora mängder ytvatten in, medan vid frånlandsvind ytvatten förs ut från Sundsvallsbukten. I samband med kraftig frånlandsvind kan stora mängder kallt bottenvatten föras in längs botten långt in i Sundsvallsbukten. I samband med så kallade uppvällningar kan varmare ytvatten helt bytas mot kallare djupvatten. Vid stora variationer av vind och lufttryck kan hela vattenmassan bytas ut under några dagar. Medelvattenutbytestiden är cirka 5-37 dygn. 12

23 Klingerfjärden Åvikebukten Alnösundet Åstön Alnön Sundsvallsfjärden Dumpningsområdet Draget Svartviksfjärden Brämön Meters Figur 3.1 Karta över de yttre delarna av Sundsvallsbukten med det aktuella dumpningsområdet markerat. Sjöfartsverket, med tillstånd från länsstyrelsen i Västernorrland, bilden ej avsedd för navigering. 13

24 3.2 Områdets användning Inga restriktioner finns för hur området i Sundsvallsbukten får användas och allmänheten har fri tillgång till området via land och hav. Kustområdet används i rekreations- och friluftssyfte, t ex fiske sker i området. Det ska dock noteras att dumpningsområdet är beläget 8 km från närmsta punkt på land och i öppet hav. Vattendjupet på platsen är cirka m varför riskerna för direktexponering av människor för föroreningarna kan bedömas vara mycket små. Den enda tänkbara direktexponering som skulle kunna ske bedöms vara genom fiske på platsen där förorenat material följer med redskapen upp till ytan. 3.3 Förhållanden i omgivningen, tex skyddsobjekt Skyddsobjekt av relevans för Sundsvallsbukten inklusive kuststräcken norrut till Härnösand har sammanställts i punktform nedan och presenterats i karta i figur 3.2. Naturreservat: o Åstön, Stornäset, Långharsholmen, Indalsälvens delta, Fågelsången, Klampenborg, Brämön, Smitingen/Härnöklubb. Riksintresse för naturvård enligt MB 3 kap 6 : o Rödön, Söråkerslandet, norra Alnön, Indalsälvens delta, nedre Ljungan, östra Björkökusten, Brämön med Kalven, Härnökusten. Djur- och växtskyddsområden: o Slynghällan, Gråskärsbådan, Rödskäret, Svartbådan, Oxviksskären, Däggstenarna, Storklippet. Riksintresse för friluftslivet: o Brämön-Lörudden, Indalsälvens delta. Riksintresse för kulturmiljövård: o Norra Alnön, Kvissle, Galtström. Riksintressen för yrkesfiske i havsområdet: o Lax och sik (Sundsvall-Alnön). o Sik, lax och strömming (Junibostand-Brämösundet). 14

25 Figur 3.2 Översikt över skyddade områden i Sundsvallsbukten Länskartor bakgrundskartor, Lantmäteriet. 3.4 Industriell verksamhet Enligt länsstyrelsens kartläggning finns mer än 870 potentiellt förorenade objekt inom Sundsvalls och Timrå kommuner (Länsstyrelsen Regionalt program ). Sundsvallsbukten präglas av en lång industrihistoria, främst sågverks- och massa/pappersindustri (ex vis Ortviken, Östrand, Wifstavarv, Svartvik, Essvik-Nyhamn, Fagervik, Söråkers industriområde), men även annan tung basindustri såsom aluminiumsmältverk, kemisk industri (däribland tillverkning av vinylklorid vid Stockvik), klor-alkaliindustri, samt olika typer av verkstadsindustri. Flera industrier har startat som sågverk och skeppsvarv för att senare övergå till massaindustrier. Vid flera av de äldre industriobjekten finns en komplex föroreningsbild med bland annat kvicksilver, metallhaltig kisaska, dioxin och bekämpningsmedel. Strax söder om Sundsvall fanns under perioden ett järnbruk, Galtströms bruk, med masugn, kolning av trä, smedja och gjuteri. Kustnära järnbruk har även funnits i Lögdö och Åvike. Länsstyrelsen konstaterar att kvicksilverföroreningar ofta har sin källa i äldre tiders hantering av kis vid sulfitmassafabriker, användandet av antimögelmedel inom massaproduktion, katalysatorer vid plasttillverkning och elektroder vid kloralkaliproduktion (Länsstyrelsen Regionalt program ). 15

26 3.5 Ursprung för de dumpade tunnorna I detta avsnitt redovisas uppgifter om de dumpade tunnorna som hämtats från T. Hugosson, Fosfatbolaget, intern PM, 24 juli Vid dåvarande Fosfatbolagets (nuvarande Akzo Nobel) anläggningar i Stockviksverken tillverkades från 1945 till 1968 vinylkloridmonomer baserat på acetylen, i sin tur baserat på karbid. I kloreringsprocessen användes en katalysator bestående av små stavar av aktivt kol med en längd och diameter av 3 mm, vilka impregnerats med kvicksilver(ii)- klorid, HgCl 2. Processerna effektiviserades med tiden och kvicksilverkloridhalten kunde successivt reduceras från initiala 12 % till först 9 % och slutligen till 5 % de sista 8 åren. Katalysatorns aktivitet minskade med tiden genom förlust av kvicksilver(ii)klorid dels genom sublimering och avsättning på kallare ytor i processutrustningen, dels genom partiell ombildning till kvicksilver(i)klorid (Hg 2 Cl 2 ) och metalliskt kvicksilver, varför den fick bytas med jämna mellanrum. Den förbrukade katalysatormassan innehöll under de första åren cirka 3 3,5 % och de sista åren cirka 2,5 3 % kvicksilver räknat som rent kvicksilver. Andelen kvarvarande HgCl 2 uppges ha varit låg, baserat på laktester uppskattades att cirka 0,4 % av kvicksilverinnehållet i den förbrukade katalysatormassan utgjordes av HgCl 2. Den förbrukade katalysatormassan gjöts in i betong i proportionerna 1 volymdel katalysatormassa + 3 volymdelar betong. Betongen bestod i sin tur av 1 volymdel cement + 3 volymdelar sand + 0,5 volymdelar vatten. Blandningen fylldes i använda karbidfat med en volym på cirka liter (olika uppgifter förekommer i olika dokument, dock specificeras dimensionerna till diameter 420 mm och höjd 610 mm vilket motsvarar drygt 80 liters volym). Skrymdensiteten för cement är 1250 kg/m 3 vilket medför att vatten/cement-talet kan beräknas till 0.5/1.25 = 0,4 kg/kg vilket är ett normalt värde för konstruktionsbetong. Cirka 125 kg av blandningen innehållande cirka 115 kg betongblandning och 10 kg katalysatormassa hälldes i karbidfaten. De mängder tunnor som enligt uppgifter från dåvarande Fosfatbolaget dumpats i havet olika tidsperioder har sammanställts i tabell

27 Tabell 3-1 Sammanställning av antal dumpade tunnor olika år (baserat på T. Hugosson, Fosfatbolaget, intern PM, 24 juli 1968). År Antal dumpade tunnor Kumulativt antal 1952 och tidigare Okänt antal, troligen ett mindre antal, enligt brev daterat anger Stockvikvsverken att dumpning skett från 1950 Avsedd plats för dumpning Okänt Med fartyget Kometen på internationellt vatten Dito Dito Dito Dito Dito Med pråmar efter passage av Brämösundet Dito = Inom dumpningsområdet = Dito Dito 17

28 18

29 4 Utförda undersökningar 4.1 Tidigare utförda undersökningar I samband med trålning i Brämösundet under början av 1960-talet fastnade vid flera tillfällen dumpade tunnor i näten. Vid ett tillfälle undersöktes katalysatormassa från en upptrålad tunna i akvarieförsök som utfördes vid Statens Vatteninspektion. Resultaten visade påtagliga toxiska effekter på laxyngel samt rom från aborre (Hasselrot,1964). Som redovisats tidigare i denna rapport visade laktester att cirka 0,4 % av kvicksilverinnehållet i den förbrukade katalysatormassan utgjordes av HgCl 2 (Hugosson, 1968). IVL undersökte 1967 sedimenten i Svartviksfjärden och Draget. Två av dessa provpunkter ligger i anslutning till en av Kemaktas provpunkter inom ramen för den nu aktuella studien. En jämförelse av resultaten från IVLs undersökningar (2550 och 2140 ng/g TS) och Kemaktas undersökning av prov från sedimentkärna på den nivå som beräknats motsvara den aktuella tidpunkten (2400 ng/g TS inom skiktet cm) visar en mycket god samstämmighet. Kvicksilverbelastningen till Sundsvallsbukten har uppskattats dels historiskt, dels för modern tid av Sangfors (1990). En rad olika studier av olika områden av Sundsvallsbukten har genomförts genom åren (Kubikenborg Aluminium AB, 2002; Åtgärdgrupp Nord, 1989; Ortvikens pappersbruk, 2004; Casco Products AB, 2003; Tunadalshamnen, 2003; Kostabäckskajen/Tunabäckskajen, 2002; SCA Skönviken, 2000; Fagerviks industiområde, 2002; Grahn och Sangfors, 2003; samt ett flertal rapporter från Miljöprojekt Sundsvall-Timrå). En sammanställning av resultaten från dessa studier pågår i ett separat projekt inom Länsstyrelsens i Västernorrland Miljöavdelningen (personlig kommunikation, Wenche Hansen). I tidigare undersökningar som gjorts i Sundsvallsbukten (Cato m.fl., 2006) påträffades cirka tunnor med cementstabiliserad katalysatormassa inom och i anslutning till det tidigare anvisade dumpningsområdet. Uppgifter finns att ca tunnor har dumpats i området. Katalysatormassan innehåller höga halter av kvicksilver, uppskattningsvis cirka 2400 mg Hg/kg TS, som bedömdes utgöra den största risken för hälsa och miljö. Undersökningar utförda inom området visade att tunnorna är i dåligt skick och till en del sönderrostade varför risken för spridning av föroreningar, främst kvicksilver, bedömdes vara stor. Bottenundersökningar av Cato m.fl. (2006) redovisade att dumpningsområdet utgjordes av transport- och erosionsbottnar varför spridningsriskerna bedömdes som stora. Dumpningsplatsen placerades av Länsstyrelsen preliminärt i riskklass 1 mycket stor risk enligt MIFO på grund av den stora mängden kvicksilver, tunnornas nuvarande tillstånd och den fortsatta spridningsrisken, både på kort och lång sikt. Att objektet placerades i riskklass 1 innebar att angelägenheten för vidare undersökningar var mycket stor. Länsstyrelsen genomför fortlöpande screening av vattendirektivämnen med hjälp av passiva provtagare där några stationer i Sundsvallsbukten ingår samt med provtagning av ytvatten i en station i Draget ingår (Miljögiftssamordning 2006, Lst Västernorrland, Rapport nr ). Omfattande undersökningar har genomförts av sedimenten i Sundsvallsbukten av Sundsvallsbuktens vattenvårdsförening. Undersökningarna omfattar dock inte de områden som undersökts inom ramen för den föreliggande studien (med undantag för Draget). Sammanfattande resultat från vattenvårdsföreningens undersökningar

30 redovisas i figur figur 4.4 nedan där även resultat från Kemaktas undersökningar i denna studie samt från Pelagia 2002 redovisas som jämförelse. En god överensstämmelse noteras. Halt i sediment (mg/kg TS) Halt i sediment (mg/kg TS) Sundsvallsbuktens vattenvårdsförening - Sedimentprovtagning 2007 Medelvärde +/- standardavvikelse för totalt 107 prov Medelvärde +/- standardavvikelse för totalt 107 prov Cd Medelvärde Hg Medelvärde 20 0 Figur 4.1 TS GF As Pb Cd Co Cu Cr Hg Ni V Zn Sammanställning av medelvärden och standardavvikelse för uppmätta metallhalter i sediment i undersökningar utförda av Sundsvallsbuktens vattenvårdsförening

31 Glödgningsförlust (% av TS) Glödgningsförlust vs TS-halt Medelvärden Pelagia 2002: TS 33,3 % GF 7.1 % av TS Medelvärden Kemakta 2007: TS 32.8 % GF 7.0 % av TS Medelvärden Sundsvallsbuktens vvf, 2007 TS 31.6 % GF 8.2 % av TS Pelagia 2002 Kemakta 2007 Sundsvallsbuktens vattenvårdsförening, TS-halt (%) Figur 4.2 Sammanställning och jämförelse av mätningar av glödgningsförlust och TS-halt utförda vid olika tillfällen och olika delområden av Sundsvallsbukten. Kvicksilverhalt vs TS-halt Kvicksilverhalt (mg/kg TS) Sundsvallsbuktens vattenvårdsförening 2007 Kemakta TS-halt (%) Figur 4.3 Sammanställning och jämförelse av mätningar av kvicksilverhalt och TShalt utförda vid olika tillfällen och olika delområden av Sundsvallsbukten. 21

32 Kvicksilverhalt (mg/kg TS) Kvicksilverhalt vs glödgningsförlust Sundsvallsbuktens vattenvårdsförening 2007 Kemakta Glödgningsförlust (% av TS) Figur 4.4 Sammanställning och jämförelse av mätningar av kvicksilverhalt och glödgningsförlust utförda vid olika tillfällen och olika delområden av Sundsvallsbukten. 4.2 Undersökningar inom föreliggande studie I denna studie har i första hand ingått att undersöka föroreningssituationen och spridningsförutsättningar för föroreningar i dumpningsområdet, men även att göra jämförande undersökningar av den storskaliga förorenings- och spridningssituationen från de inre delarna av Sundsvallsbukten ut mot öppet hav. Provtagningspunkterna har fördelats så att en rimligt detaljerad undersökning skett inom dumpningsområdet och längs några transekter som sträcker sig dels i väst-östlig riktning från Draget ut till dumpningsområdet, dels i nord-sydlig riktning från Åvikebukten ner mot Brämön Förutsättningar och hypoteser I tidigare undersökningar har angetts att botten inom det aktuella dumpningsområdet utgörs av erosions- och transportbottnar varför det är troligt att eventuellt utläckt kvicksilver inte ackumuleras i det primära dumpningsområdet och att halterna av kvicksilver i ytsedimenten i dumpningsområdet därför är relativt låga. En hypotes som formulerats är därför att utläckande kvicksilver istället ackumuleras i de ackumulationsbottnar som finns på varierande djup i närbelägna områden. Det är dock möjligt att lokala mindre ackumulationsbottnar kan påträffas inom dumpningsområdet Undersökningsstrategi Provtagningens syfte var att utta sedimentprov såväl inom det primära dumpningsområdet som i transekter ut från området för att fastställa om det primära dumpningsområdet utgör en källa för kvicksilver och hur stor denna är i förhållande till 22

33 andra källor i Sundsvallsområdet. För att undersöka spridningen från området lades provtagningspunkter längs transekter i olika riktningar från dumpningsområdet. För att kunna utta relevanta djupskikt av sedimentkärnor inför kemisk analys genomfördes arbetet i ett stegförfarande. Först bestämdes sedimentationshastigheten på två platser med hjälp av cesiumdatering av sedimentkärnor. Proven uttogs dels inom dumpningsområdet, dels i Draget. På basis av dessa resultat gjordes sedan ett urval av vilka skikt i respektive prov som överensstämmer i tid (med hänsyn tagen till olika sedimentationshastigheter). De utvalda skikten analyserades med avseende på olika föroreningar för att erhålla en bild av föroreningsbelastningen från olika tidsepoker Kartering av bottendynamiska förhållanden Som ett stöd för valet av provpunkter genomfördes längs vissa sträckor även bottenundersökning med side scan sonar. Utgående från observationer av sedimentens karaktär i fält, information i sjökort samt karteringsunderlag från side scan sonar har en översiktlig beskrivning av fördelningen av bottentyper längs aktuella delsträckor av transekter inom Sundsvallsbukten genomförts och presenterats dels i tabell 4-1, dels i en bottendynamisk karta, se figur 4.9. För bottenkarteringen används side scan sonar av typen EG & G Environmental Equipment Model 260 Image Correcting Side Scan Sonar på 100 eller 500 khz. Ordet sonar är en förkortning av "sound navigation and ranging". I en torpedliknande "fisk" som bogseras på visst djup efter båten sitter två uppsättningar sändare/mottagare, som läser av babords respektive styrbords sida (vinkelrätt mot instrumentets färdriktning). Ljudvågor utsändes från sändaren i fisken och reflekteras mot botten. I fisken omvandlas dessa till elektriska impulser, som går till mottagaren ombord på båten, varvid en horisontell bild av botten erhålles. Parallellt med denna ritas en djupprofil, som visar fiskens vertikala läge. En hastighetsmätare stämmer av bildmatningen med båtens hastighet, som ej bör överstiga 4-5 knop. Svepområdet kan varieras mellan 50 och 500 m åt varje håll beroende på bottentopografi och områdets djupförhållanden. Normalt transektavstånd är 200 m, med mindre avstånd ( m) där så krävs. Sonarkarteringen ger en ytriktig "flygbild" över bottentypsfördelningarna. Starka reflektorer, som vanligen indikerar hårda bottnar, avbildas mörkare på sonarremsan och svaga reflektioner, normalt mjuka bottnar, avbildas ljusare. Utifrån dessa sonarremsor kan ytriktiga kartor uppritas som visar fördelningen av mjukbottnar, vanligen A-bottnar, och hårda bottnar, normalt E- och T-bottnar. Genom att tolka svärtningen av ekogrammen kan eventuella lagerföljder översiktligt beskrivas och mjuka sediment kan skiljas från hårda. Recenta mjuksediment brukar variera mellan några centimeter och flera meter. Under det recenta skiktet kan man ofta urskilja tiotals meter tjocka sedimentpackar av glaciala och postglaciala leror. I bilaga A redovisas en beskrivning av observationer vid fältprovtagningen vid respektive provtagningspunkt samt i bilaga D fotografier på ett urval av de uttagna sedimentproven. De genomförda undersökningarna inom dumpningsområdet visade att en relativt stor andel ackumulationsbottnar påträffas. 23

34 4.2.4 Sedimentprovtagning I figur 4.5 visas provpunkternas placering i dumpningsområdet och längs undersökta transekter i Sundsvallsbukten. I figuren är det tidigare dumpningsområdet med identifierade Hg-tunnor markerat. Provtagningen inriktades på att utta ett större antal ytsedimentprov (i totalt 39 provpunkter, varav några med parallellprover) samt ett antal sedimentkärnor (totalt 11 provpunkter, dubbla kärnor). Ytproverna fördelades såväl inom det primära dumpningsområdet, i dess direkta omgivning samt huvudsakligen längs 5 transekter från dumpningsområdet. Transekterna har förlagts längs med följande sträckningar: T1: Transekt från Draget via Draghällan ut mot dumpningsområdet. Möjliggör undersökning av spridning från dumpningsområdet i förhållande till andra källor i Sundsvallsområdet. T2: Väster om dumpningsområdet i riktning mot södra Alnön, ungefär längs (Cato m.fl., 2006) tidigare transekt. Provtagning för avgränsning av dumpningsområdet västerut. T3: Nordväst om området in mot Åvikebuktens djuphåla (113 m) där ackumulationsbotten troligen påträffas och förorening kan ha ackumulerats. T4: Norr om dumpningsområdet mot djuphåla (115m) där ackumulationsbotten troligen påträffas och förorening kan ha ackumulerats. T5: Syd och sydväst om området via djupområde (90 m) mot området norr om Brämön, eventuellt ackumulationsbotten där förorening kan ha ackumulerats. Sedimentkärnor uttogs på ett urval av platser, där det i samband med fältarbetet på basis av mätningar med sedimentekolod och sonar bedömdes att ackumulationsbotten påträffats, för att möjliggöra undersökning av föroreningsförekomsten med djupet och därmed kunna bestämma föroreningsnivåer från olika tidsepoker. Sedimentkärnorna uttogs ner till ca cm djup. Skikttjocklek för sedimentkärnorna bestämdes efter 137 Cs -datering, genom vilken prov från intressanta tidsepoker valdes ut för analys. 24

35 Klingerfjärden S0723 (yt) Åvikebukten S0722 (yt) S0721 (yt) T3 S0724 (yt) T4 Alnösundet Åstön S0720 (yt) S0719 (yt) Alnön Sundsvallsfjärden Draget S0704 (yt) Svartviksfjärden S0703 (yt) S0702 (yt) S0701 (yt) S0738 (yt) S0735 (yt) S0727 (yt) S0726 (yt) T1 T2 S0728 (yt) S0729 (yt) S0739 (yt) S0734 (yt) S0730 (yt) S0725 (yt) S0717 (yt) S0716 (yt) S0731 (yt) S0719 (yt) S0718 (yt) S0715 (yt) S0713 (yt) S0712 (yt) S0714 (yt) S0711 (yt) S0709 (yt) S0708 (yt) S0710 (yt) S0705 (yt) S0707 (yt) S0706 (yt) S0717 (yt) S0718 (yt) S0716 (yt) S0715 (yt) S0713 (yt) S0714 (yt) S0712 (yt) S0711 (yt) S0709 (yt) S0710 (yt) S0708 (yt) S0705 (yt) S0707 (yt) S0706 (yt) S0736 (yt) T5 S0732 (yt) S0733 (yt) S0737 (yt) Meters Brämön Figur 4.5 Karta med provpunkter inom dumpningsområdet och längs undersökta transekter i Sundsvallsbukten. Dumpningsområdet visas uppförstorat i insprängd kartbild. De röda markeringarna utgör de lokaliserade tunnorna (modifierat efter Cato m.fl. (2006)). Sjöfartsverket, med tillstånd från länsstyrelsen i Västernorrland, bilden ej avsedd för navigering. 25

36 Sedimentkärnorna sattes i kylrum omedelbart efter provtagningen ombord i undersökningsfartyget varefter skiktning skett på laboratoriet efter genomförd datering med hjälp av 137 Cs. För de provpunkter där ett flertal analyser genomförts uttogs flera parallella sedimentkärnor för att säkerställa att tillräcklig materialmängd fanns för analyserna. Ytsedimentproven har uttagits med Ponarhämtare (figur 4.7), en hämtare som lämpar sig för provtagning på hårdare bottnar (erosions- och transportbottnar). De ytligare proverna uttogs ner till cirka 0-2 cm djup. Sedimentkärnorna har uttagits med Geminiprovtagare där två sedimentkärnor erhålls samtidigt (figur 4.6). Fältprotokoll har upprättats vid varje provtagningspunkt där koordinater, sedimentkarakteristik, provtagningsdjup och övriga observationer noterats. Den slutliga placeringen av provpunkternas lägen har styrts av vad som påträffats i fält. Figur 4.6 Geminiprovtagare som användes för uttag av sedimentkärnor på ackumulationsbotten. Figur 4.7 Ponarhämtare för uttag av ytliga sedimentprov. 26

37 Prov för porvattenanalys Sedimentprov för senare vakuumextration och analys av porvatten har uttagits från ytliga sediment (ca 0-2 cm) i 10 provpunkter. Sedimentprover uttagna för analys av porvatten sattes i kylrum omedelbart efter provtagningen ombord på undersökningsfartyget och frystes därefter in för att förhindra att porvattensammansättningen påverkas av nedbrytningsprocesser i proven i samband med lagring. Proverna sändes frysta till Luleå tekniska universitet där porvatten avskildes genom filtrering med vakuummetod. Vattenprov Vid 4 av de platser där sedimentprov uttagits för porvattenanalys uttogs även bottenvatten precis ovanför sedimentytan med Ruttnerhämtare. Proverna förvarades kylda på båten och vid transport till laboratorium. 137 Cs -datering Sedimentprov för datering med 137 Cs, har uttagits vid 2 platser, dels inom dumpningsområdet, dels i Draget längst in i Sundsvallsbukten sydost om Draghällan. Med dessa daterade sedimentprofiler kan sedimentationshastigheten vid de olika platserna bestämmas och tidsperioden för eventuella identifierade Hg-läckage kan tidsbestämmas. Vid var och en av de två platser där sedimentkärnor uttogs (S0704 och S0718), sköts den ena sedimentkärnan ut ur provtagningsutrustningen och klövs i två delar. På detta sätt kan i samband med uttag av prov eventuella lamineringar i sedimenten identifieras. Denna sedimentkärna skiktades därefter inför cesiumdatering, i figur 4.8 illustreras hur skiktningen går till (foto från annan provtagning). De båda proven skiktades i encentimetersskikt de översta 15 cm, varefter kärnorna skiktades i tvåcentimetersskikt mellan 15 och 25 cm och i 3-5 cm skikt för resterande djup. I provet S0704 uttogs prover ner till 31 cm och i prov S0718 ner till 34 cm för cesiumdatering. Den andra sedimentkärnan skiktades efter genomförd 137 Cs -datering därefter i relevanta djupintervall som representerade några olika tidsepoker (samma för de båda fjärdarna). Figur 4.8 Illustration till hur skiktning görs av en sedimentkärna inför cesiumdatering. 27

38 Prov för siktanalyser Enligt förfrågningsunderlaget skulle siktanalyser genomföras. På förslag från Kemakta och i samråd med beställaren har dock siktanalyser uteslutits då det inte bedömts tillföra något för projektet i detta skede Analyser Analys skedde inledningsvis genom mätning av den radioaktiva isotopen 137 Cs i totalt 22 respektive 23 skikt i de två provpunkterna, samt bestämning av glödrest och TS-halt i 10 skikt i vardera provpunkten inför datering av sedimentprofilen. Med denna information kan en uppfattning erhållas om vilken tidsperiod som vissa djup härrör ifrån (se vidare avsnitt 5). Samtliga provpunkter analyserades med avseende på metaller (39 punkter, ytsediment i samtliga provpunkter, i 9 av provpunkterna uttogs dessutom prov i olika skikt, totalt 71 analyser). Metylkvicksilver analyserades i ytsediment från 20 provpunkter. Dioxin analyserades i 5 provpunkter. Screeninganalyser av metaller utfördes i 2 provpunkter. Även screeninganalyser av organiska föroreningar utfördes i 2 provpunkter. Extraktion av porvatten med vakuummetod följt av analys av porvattnet skedde i 10 provpunkter. Analys av bottenvatten med avseende på metaller och metylkvicksilver har utförts för 4 provpunkter (Y0708, Y0712, Y0723 och Y0739). Analys av klorerade organiska ämnen i bottenvattnet har utförts i två provpunkter (Y0712 och Y0739). Omfattningen på analyserna sammanfattas i tabell

39 Tabell 4-1 Bottentyper vid de olika provtagningslokalerna. Positioner angivna enligt WGS-84. Provpunkt Lat Long Djup Bottentyp Transekt in mot Draget S Transportbotten S Erosions-/Transportbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Erosions-/Transportbotten S Ackumulationsbotten Dumpningsområdet S Ackumulationsbotten eller Erosions-/Transportbotten? S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Erosions-/Transportbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Erosions-/Transportbotten S Ackumulationsbotten Transekt norrut mot Åvikebukten respektive djupområde S Erosions-/Transportbotten S Erosions-/Transportbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten Transekt västerut mot Alnön S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten Djupområde sydväst om dumpningsområdet S Ackumulationsbotten S Erosions-/Transportbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Transportbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten S Ackumulationsbotten 29

40 Tabell 4-2 Omfattning och val av sedimentanalyser och bottenvattenanalyser vid respektive provpunkt, rader markerade med grönt tillhör dumpningsområdet. Provpunkt Metaller 1 screening Me-Hg Dioxin Metall- S S S Screening organiska föreningar Pressning och analys av porvatten GR 2 och 137 TS för Cs 3 datering S S S S S S S S S S S S S S S S S S S S S S S S Kommentar 137 Cs -analys: 1-15 cm 1 cm skikt, cm 2 cm skikt, cm 3 cm skikt. 137 Cs -analys: 1-10 cm 1 cm skikt, cm 2 cm skikt, cm 5 cm skikt. 30

41 Screening organiska föreningar Pressning och analys av porvatten GR 2 och 137 TS för Cs 3 datering Provpunkt Metaller 1 screening Me-Hg Dioxin Metall- S S S S S S S S S S S S Totalt antal analyser Bottenvatten Metaller 4 Klorerade organiska ämnen 5 Me-Hg S S S S Totalt antal analyser Avser As, Ba, Be, Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Hg, Li, Mn, Mo, Ni, P, Pb, Sr, V, Zn 2 Avser glödrest och torrsubstanshalt 3 Avser datering av sedimentprofil genom aktivitetsmätning av radioaktiv isotop 137 Cs 4 Avser As, Pb, Fe, Cd, Co, Cu, Cr tot, Hg, Mn, Ni, S, V, Zn 5 Avser 1,1-Dikloretan, Diklormetan, Trans-1,2-Dikloreten Vinylklorid Kommentar 31

42 Klingerfjärden A A Åvikebukten A T4 T3 Alnösundet E/T Åstön A A E/T Alnön Sundsvallsfjärden A T2 A A E/T A A A A A A E/T A A A A A alt E/T A Draget A Svartviksfjärden E/T A A A A A A E/T A A A A alt E/T A E/T A A A E/T T T1 A E/T A A A A A T5 A T A Meters Brämön Figur 4.9 Resultat från bedömning av de bottendynamiska förhållandena i dumpningsområdet och längs undersökta transekter i Sundsvallsbukten. A betecknar ackumulationsbotten för finsediment, E betecknar erosionsbotten och T betecknar transportbotten. Sjöfartsverket, med tillstånd från länsstyrelsen i Västernorrland, bilden ej avsedd för navigering. 32

43 5 Cesiumdatering Resultaten från 137 Cs -dateringen av sedimentkärnorna från Sundsvallsbukten uttagna på ackumulationsbottnar i Draget (S0704) respektive inom dumpningsområdet (S0718) visas i figur 5.1. Som framgår av figuren ökar aktiviteten av 137 Cs märkbart från ytan och nedåt och når ett maxvärde på 22 cm djup för att därefter minska snabbt mellan cm djup i Draget (S0704). På motsvarande sätt ökar aktiviteten av 137 Cs märkbart från ytan och nedåt och når ett maxvärde på 5-7 cm djup för att därefter minska snabbt mellan 7-9 cm inom dumpningsområdet (S0718). De snabba aktivitetsökningarna vid ca 25 cm i Draget och ca 8 cm inom dumpningsområdet kan dateras till tiden för Tjernobyl-utsläppet Detta motsvarar en sedimentation på i genomsnitt 12 mm/år i Draget och 4 mm/år inom dumpningsområdet under de senaste 21 åren. Detta överensstämmer väl med de sedimentationshastigheter på cirka 5 mm/år från provtagning sydost om Alnön, respektive cirka 3 mm/år från provtagning nära Ljungans mynning i Draget nordost om Svartvik som rapporterats av Cato m.fl. (2006). Djup (cm) Bq/kg våtvikt S0718 Dumpningsområdet S0704 Draget Antas motsvara 1986 (Dumpningsområdet) Antas motsvara 1986 (Draget) Figur 5.1 Radiocesiumprofil ( 137 Cs) i sedimentkärnor från provpunkterna S0704 (Draget) och S0718 (dumpningsområdet) i Sundsvallsbukten. Ett antagande görs att endast provet från Draget har den höga sedimentationshastigheten, medan övriga prover kan representeras av den lägre sedimentationshastigheten som bestämts för dumpningsområdet. Det finns skäl att anta att sedimentationshastigheten i Draget är högre än i övriga prover då dessa ligger mer exponerade för öppet hav, dock medför givetvis detta antagande osäkerheter. För att erhålla en bild av föroreningssituationen uttogs fyra djupskikt från sedimentkärnan från Draget, representerande de ungefärliga perioderna: nutid (ytligt prov), (10-15 cm), (21-29 cm) och (49-47 cm). För sedimentkärnor från övriga provpunkter uttogs upp till sex tidsintervall representerande de ungefärliga perioderna: nutid (ytligt prov), (7-10 cm), (13-16 cm), (16-20 cm), (23-26 cm) och före 1920 (>33 cm). Proven skickades in för 33

44 analys av metaller. I tabell 5-1 ges en sammanställning av de uttagna proverna och de tidsperioder de antagits representera. Tabell 5-1 Sammanställning av urval av djupskikt som analyserats med avseende på metaller och bedömd tidsperiod som dessa skikt representerar i olika provpunkter. Djupskikt i sedimentkärna från Draget (S0704) 0-2 cm Djupskikt i sedimentkärnor från övriga provpunkter Motsvarar år Provpunkter S0701, S0708, S0712, S0718, S0722, S0723 och 0-2 cm Nutid S0737 Ytskikt Skikt cm Skikt cm 7-10 cm Skikt cm cm Skikt cm Skikt cm >33 cm S0718 maxdjup 40 cm, Skikt 6 S0712 maxdjup 45 cm. Före 1920 S0701, S0708, S0712, S0718, S0722, S0723 och S0737 S0701, S0708, S0712, S0718, S0722, S0723 och S0737 S0701, S0708, S0712, S0718, S0722, S0723 och S0737 S0708, S0712 och S0718 S0712 och S

45 6 Föroreningarnas farlighet Föroreningarnas farlighet bedöms enligt MIFO utifrån hälso- och miljöfarligheten hos föroreningarna inom det aktuella objektet. Vid bedömningen tas ingen hänsyn till eventuell samverkanseffekt av flera olika föroreningar. Farligheten med flertalet av de föroreningar som analyserats i prov från Sundsvallsbukten klassas enligt MIFO (NV 4918, tabell 3) som mycket hög. Till denna klass hör t ex kvicksilver, dioxin, arsenik, bly och kadmium. Till den något lägre klassen där giftigheten klassas som hög finns t ex koppar, krom, kobolt, nickel och vanadin medan t ex zink bedöms ha en måttlig farlighet. De föroreningar som framförallt påträffats i mätbara halter i föreliggande studie är kvicksilver, arsenik, bly, kadmium, kobolt, koppar, krom, kobolt, nickel, vanadin, zink och dioxin. Ytterligare ett antal mer ovanliga metaller har uppmätts såsom beryllium, cerium, gadolinium, gallium, lantan, litium, molybden, neodym, niob, praseodym, rubidium, samarium, selen, tallium, tenn, torium, uran, vismut, ytterbium och ytterium. Kvicksilver kan ombildas mellan olika kemiska former. I syresatt havsvatten dominerar kvicksilver i jonform som i varierande grad beroende på salthalten komplexbinds med kloridjoner. Kvicksilver binds även starkt till naturligt organiskt material. I syrefri miljö kan svavelvätebildning leda till fastläggning av kvicksilver som svårlöslig kvicksilversulfid, exempelvis i sediment. I övergångszonen mellan syresatt och syrefri miljö, vanligen i bottenvattnet eller i sedimentens översta delar kan förhållandena vara gynnsamma för bildning av metylerat kvicksilver. Metylkvicksilver är den giftigaste formen av kvicksilver och är den form som leder till ackumulation i näringkedjorna. Bildning och nedbrytning av metylkvicksilver är dynamiska processer som regleras av bland annat nedbrytning av naturligt organiskt material, redoxförhållanden, sulfatreduktion med bildning av lösliga kvicksilversulfidkomplex och temperaturen. Det dynamiska samspelet gör att halterna av metylkvicksilver i havsvatten och sediment kan variera över tiden, det finns dock en ökad risk för bildning av metylkvicksilver vid förhöjda kvicksilverhalter. Polyklorerade dioxiner (PCDD) och dibenzofuraner (PCDF) är nästan plana tricykliska aromatiska föreningar med liknande kemiska egenskaper. Det finns många olika kongener (föreningar) av PCDD och PCDF som kan ha mellan 1 och 8 kloratomer. Polyklorerade dioxiner (PCDD) och dibenzofuraner (PCDF) benämns ofta förenklat som dioxiner. Den mest toxiska kongenen och den mest studerade är 2,3,7,8- tetraklordibenzo-p-dioxin (TCDD). Dioxin- och furankongener förekommer vanligtvis som en blandning av kongener som har samma verkningsmekanism och effekt men som skiljer sig åt i deras potents (och därmed toxicitet) som varierar med flera storleksordningar. Toxiciteten av de olika enskilda kongenerna relateras till TCDD och deras toxicitet uttrycks som andelar av TCDDs toxicitet, sk toxiska ekvivalenter (TEF). Ett internationellt system finns för att omräkna toxiciteten för de olika kongenerna till ett gemensamt mätetal, så kallade toxiska ekvivalenter (I-TEQ). Detta görs med hjälp av omräkningsfaktorer för var och en av de individuella kongenernas koncentrationer, varefter de omräknade värdena summeras till ett I-TEQ-värde. 35

46 36

47 7 Föroreningsnivå I detta avsnitt görs en bedömning av hur förorenat dumpningsområdet och angränsande djupområden i Sundsvallsbukten är vad gäller halter, mängder och volymer. Utredningen som presenteras i detta kapitel tar i första hand sikte på att utföra en MIFOklassning, men även ytterligare utredningar som gjorts inom projektet presenteras. Dessa utredningar har gjorts för att belysa fördelning av föroreningar med djupet och därmed belysa från vilka tidsepoker de högsta föroreningshalterna i sedimenten härrör ifrån, samt att utreda om spridning av föroreningar från dumpningsområdet kan påvisas. En jämförelse görs även mellan eventuellt påvisad föroreningsspridning från dumpningsområdet och spridning från andra föroreningskällor belägna i de inre delarna av Sundsvallsbukten. Enligt en MIFO-klassning av föroreningsnivån skall både avvikelse från jämförvärde samt en bedömning av tillståndet ske (figur 7.1). För sediment ges dock inga tillståndsklasser. Istället finns vissa effektgränser redovisade. MIFO-klassningen i denna rapport har därför i huvudsak utgått från en klassning av avvikelser från jämförvärdet. För vissa ämnen finns inte heller denna klassificering varför andra källor har fått användas som jämförelsegrund, t ex klassning av dioxinhalter i sediment utgående från klassificering givna av Statens forurensningstilsyn, Norge. Avvikelse från jämförvärde Svarar på frågan vad som är mänskligt påverkat Uppmätta halter Bedömning av tillstånd Svarar på frågan vilka effekter miljötillståndet för med sig Figur 7.1 Schematisk bild över hur de uppmätta halterna bedöms enligt MIFOmodellen (fritt efter NV 4918). 7.1 Metaller i sediment Metaller analyserades i samtliga uttagna sedimentprov, totalt 75 stycken. I tabell 7-1 återfinns de uppmätta halterna i dumpningsområdet och längs de undersökta transekterna i Sundsvallbukten. Ingen generell trend kan utläsas för halterna av olika metaller längs undersökta transekter i Sundsvallbukten. En sammanställning av medelvärden av de uppmätta halterna av olika metaller i sedimenten visas i figur 7.2. En jämförelse med angivna jämförvärden enligt MIFO fas 2 (NV 4918, bilaga 5 tabell 17) (här återgivna sist i tabellen) visar att halterna för samtliga metaller utom arsenik, kvicksilver och nickel motsvarar ingen eller liten mänsklig påverkan. För arsenik visas trolig påverka från punktkälla i 24 av 74 prov. För kvicksilver visas trolig påverkan från punktkälla i 3 prover och för kobolt och nickel i 1 prov vardera. Inga halter överstiger haltgränsen för stor eller mycket stor påverkan från punktkälla. Analyserade halter av kvicksilver respektive arsenik i sedimentprov från dumpningsområdet och längs undersökta transekter i Sundsvallsbukten redovisas i kartbilder i figur 7.3 respektive figur

48 Kemaktas undersökningar 2007 Medelvärde +/- standardavvikelse för 75 prov Kemaktas undersökningar 2007 Medelvärde +/- standardavvikelse för 75 prov Medelvärde Medelvärde Halt i sediment (mg/kg TS) Halt i sediment (mg/kg TS) Cd Hg TS GF As Pb Cd Co Cu Cr Hg Ni V Zn Ba Be Li Mo Figur 7.2 Jämförelse av medelvärden (ljust blå breda staplar) samt medelvärden +/- standardavvikelse (svarta tunna staplar) för uppmätta metallhalter i samtliga sedimentprover i Kemaktas undersökning

49 Tabell 7-1 Uppmätta metallhalter i sedimenten samt färgkodning av klassificering av graden av mänsklig påverkan enligt MIFO fas 2 (NV 4918, bilaga 5 tabell 17). Alla halter är angivna i mg/kg TS utom järn som anges i g/kg TS. Prover inom dumpningsområdet har markerats med grön färg. Provpunkt As Pb Fe Cd Co Cu Cr Hg Mn Ni S V Zn Ba Be Li Mo S0701 (yt) S0701 (7-10) S0701 (13-16) S0701 (16-20) S0702 (yt) S0703 (yt) < S0704 (yt) < S0704 (10-15) S0704 (20-30) S0704 (40-47) S0705 (yt) S0706 (yt) S0707 (yt) S0708 (yt) S0708 (7-10) S0708 (13-16) < < S0708 (16-20) < < S0708 (23-26) < < S0709 (yt) S0710 (yt) < S0711 (yt) S0712 (yt) < S0712 (7-10) S0712 (13-16) S0712 (16-20) < < S0712 (23-26) < < S0712 (35-39) < < S0713 (yt)

50 Provpunkt As Pb Fe Cd Co Cu Cr Hg Mn Ni S V Zn Ba Be Li Mo S0714 (yt) < S0715 (yt) S0716 (yt) S0717 (yt) S0718 (yt) S0718 (7-10) S0718 (13-16) < < S0718 (16-20) < < S0718 (23-26) < < S0718 (33-37) < < S0719 (yt) S0720 (yt) S0721 (yt) S0722 (yt) S0722 (7-10) S0722 (13-16) < < S0722 (16-20) < < S0723 (yt) < S0723 (7-10) < S0723 (13-16) < S0723 (16-20) < S0724 (yt) < S0725 (yt) S0726 (yt) S0727 (yt) < S0728 (yt) S0729 (yt) < S0730 (yt) < S0731 (yt) < S0732 (yt) < S0733 (yt) < S0734 (yt) < S0735 (yt) <

51 Provpunkt As Pb Fe Cd Co Cu Cr Hg Mn Ni S V Zn Ba Be Li Mo S0736 (yt) S0737 (yt) < S0737 (7-10) S0737 (13-16) S0737 (16-20) <0.09 S0738 (yt) < S0739 (yt) < S0739 (7-10) S0739 (13-16) S0739 (16-20) Screeninganalyser S0702 (yt) < < S0710 (yt) < < S0739(yt) < < < S0714(yt) < < Jämförelsekriterier enligt NV 4918, tabell 17; Avvikelse från jämförvärde Ämne As Pb Fe Cd Co Cu Cr Hg Mn Ni S V Zn Ba Be Li Mo Ingen eller liten påverkan av punktkälla <45 <110 - <3 <60 <80 <70 <1 - <100 - <180 <360 <700 <4.2 <70 <40 Trolig påverkan av punktkälla <230 <550 - <15 <300 <400 <350 <5 - <500 - <900 <1800 <3500 <20 <350 <200 Stor påverkan av punktkälla <1200 < <75 <1500 <2000 <2000 <25 - < <4500 <9000 <18000 <100 <1800 <1000 Mkt stor påverkan av punktkälla >1200 > >75 >1500 >2000 >2000 >25 - > >4500 >9000 >18000 >100 >1800 >

52 Hg (mg/kg TS) Klingerfjärden S0723 (yt) S0722 (yt) Åvikebukten S0721 (yt) T4 T3 S0724 (yt) Åstön Alnösundet S0720 (yt) S0719 (yt) S0725 (yt) S0717 (yt) Alnön Sundsvallsfjärden S0719 (yt) S0727 (yt) T2 S0715 (yt) S0726 (yt) S0717 (yt) S0718 (yt) S0716 (yt) S0715 (yt) S0714 (yt) S0713 (yt) Draget S0712 (yt) S0709 (yt) S0711 (yt) S0708 (yt) S0704 (yt) S0710 (yt) S0707 (yt) S0705 (yt) Svartviksfjärden S0729 (yt) S0702 (yt) S0706 (yt) S0713 (yt) S0714 (yt) S0712 (yt) S0711 (yt) S0709 (yt) S0710 (yt) S0708 (yt) S0705 (yt) S0707 (yt) S0706 (yt) S0728 (yt) S0703 (yt) S0718 (yt) S0716 (yt) S0730 (yt) S0739 (yt) S0701 (yt) S0738 (yt) S0735 (yt) T1 S0731 (yt) S0734 (yt) S0736 (yt) T5 S0732 (yt) S0733 (yt) S0737 (yt) Meters Brämön Figur 7.3 Kvicksilverhalter i sedimentprov inom dumpningsområdet och längs undersökta transekter i Sundsvallsbukten. Sjöfartsverket, med tillstånd från länsstyrelsen i Västernorrland, bilden ej avsedd för navigering. 42

53 As (mg/kg TS) Klingerfjärden S0723 (yt) S0722 (yt) Åvikebukten S0721 (yt) 0-10 T4 T3 S0724 (yt) Åstön Alnösundet S0720 (yt) S0719 (yt) S0725 (yt) S0717 (yt) Alnön Sundsvallsfjärden S0719 (yt) S0727 (yt) T2 S0715 (yt) S0726 (yt) S0717 (yt) S0718 (yt) S0716 (yt) S0715 (yt) S0714 (yt) S0713 (yt) Draget S0712 (yt) S0709 (yt) S0711 (yt) S0708 (yt) S0704 (yt) S0705 (yt) Svartviksfjärden S0710 (yt) S0707 (yt) S0729 (yt) S0702 (yt) S0706 (yt) S0713 (yt) S0714 (yt) S0712 (yt) S0711 (yt) S0709 (yt) S0710 (yt) S0708 (yt) S0705 (yt) S0707 (yt) S0706 (yt) S0728 (yt) S0703 (yt) S0718 (yt) S0716 (yt) S0730 (yt) S0739 (yt) S0701 (yt) S0738 (yt) S0735 (yt) T1 S0731 (yt) S0734 (yt) S0736 (yt) T5 S0732 (yt) S0733 (yt) S0737 (yt) Meters Brämön Figur 7.4 Arsenikhalter i sedimentprov inom dumpningsområdet och längs undersökta transekter i Sundsvallsbukten. Sjöfartsverket, med tillstånd från länsstyrelsen i Västernorrland, bilden ej avsedd för navigering. 43

54 7.1.1 Haltjämförelser i prover från olika delområden i Sundsvallsbukten Det är av visst intresse att notera att de uppmätta medelhalterna av kvicksilver i de inre delarna av Sundsvallsbukten vid Draget och sydost om Draghällan (prov S0701-S0704) har en medelhalt på 0,7 mg/kg TS, vilket är cirka 10 gånger högre än medelhalten inom dumpningsområdet. Medelvärdet för prover längs övriga transekter som undersökts sammanfattas i tabell 7-2. Halterna i främst de inre delarna av Sundsvallsbukten är förhöjda. Tabell 7-2 Delområde/transekt Sammanställning av uppmätta medelhalter kvicksilver inom dumpningsområdet och längs olika transekter i Sundsvallsbukten. Dumpningsområdet 0,072 Draget och området sydost om Draghällan 0,7 Transekt T1 exklusive Draget och Draghällan 0,087 Transekt T2 0,066 Transekt T3 0,069 Transekt T4 0,097 Transekt T5 exklusive S0737 0,08 S0737 0,21 Medelhalt Hg (mg/kg TS) I syfte att beskriva den statistiska variabiliteten i halter har medelvärden och standardavvikelser beräknats för olika delområden. I diagrammen visas dels medelvärden (breda blå staplar), dels medelvärden +/- standardavvikelsen som tunna felstaplar. För delområde Draget och sydost om Draghällan är standardavvikelsen högre än medelvärdet varför felstapeln i diagrammet överlappar även negativa halter, de negativa halterna har givetvis ingen reell innebörd utan är en rent statistisk effekt. Resultat från utvärdering av kvicksilverhalterna i samtliga prover redovisas i figur 7.5, och en liknande utvärdering där endast ytliga sedimentskikt beaktats presenteras i figur 7.6. Som framgår av diagrammet i figur 7.5 är haltskillnaderna mellan olika delområden inte statistiskt säkerställda eftersom medelvärden +/- standardavvikelser för respektive delområde ger överlappande intervall, detta trots den stora skillnaden i medelvärdena. Om vi istället beaktar endast ytliga sedimentskikt konstateras att dumpningsområdet och övriga bottenområden i Sundsvallsbukten exklusive Draget inklusive området sydost om Draghällan är mycket likartade. Skillnaden i halterna i ytliga sediment inom dumpningsområdet och i Draget inklusive området sydost om Draghällan är däremot statistiskt säkerställda. Uppmätta halter redovisas grafiskt i figur

55 Statistisk analys av Hg-halter - alla skikt Medelvärde Hg-halt (mg/kg TS) Dumpningsområdet Övriga Sundsvallbukten exklusive Draget Draget och sydost Draghällan Figur 7.5 Jämförelse av medelvärden (ljust blå breda staplar) samt medelvärden +/- standardavvikelse (mörkt blå tunna staplar) för samtliga prover från dumpningsområdet, bottenområdena i övriga Sundsvallsbukten exklusive Draget, samt från Draget inklusive området sydost om Draghällans fyr. Statistisk analys av Hg-halter - Ytskikt 0-2 cm 0,35 Medelvärde Hg-halt (mg/kg TS) 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0 Dumpningsområdet - Ytskikt 0-2 cm Övriga Sundsvallbukten exklusive Draget - Ytskikt 0-2 cm Draget och sydost Draghällan - Ytskikt 0-2 cm Figur 7.6 Jämförelse av medelvärden (ljust blå breda staplar) samt medelvärden +/- standardavvikelse (mörkt blå tunna staplar) för ytliga sedimentprover (0-2 cm) från dumpningsområdet, bottenområdena i övriga Sundsvallsbukten exklusive Draget, samt från Draget inklusive området sydost om Draghällans fyr. 45

56 Hg S S0704 från Draget, del av transekt T1 S S0718 inom dumpningsområdet S S0722 mot djuphåla i norr, transekt T4 S S0725 mot Åvikebukten, transekt T3 S S0727 mot sydöstra Alnön, transekt T2 S S0739 djupområde sydväst om dumpningsområdet, del av transekt T1 + transekt T S0701 (yt) S0702 (yt) S0703 (yt) S0704 (yt) S0705 (yt) S0706 (yt) S0707 (yt) S0708 (yt) S0709 (yt) S0710 (yt) S0711 (yt) S0712 (yt) S0713 (yt) S0714 (yt) S0715 (yt) S0716 (yt) S0717 (yt) S0718 (yt) S0719 (yt) S0720 (yt) S0721 (yt) S0722 (yt) S0723 (yt) S0724 (yt) S0725 (yt) S0726 (yt) S0727 (yt) S0728 (yt) S0729 (yt) S0730 (yt) S0731 (yt) S0732 (yt) S0733 (yt) S0734 (yt) Halt i ytsediment (mg/kg TS) S0735 (yt) S0736 (yt) S0737 (yt) S0738 (yt) S0739 (yt) Figur 7.7 Sammanställning av analyserade kvicksilverhalter i ytliga sedimentprov från Sundsvallsbukten Korrelationsanalys En korrelationsanalys har gjorts för olika analysparametrar i prover från Sundsvallsbukten, vilken redovisas i en korrelationsmatris i tabell 7-3. Kvicksilver uppvisar en möjlig men relativt svag korrelation med djupet i sedimenten och med svavelhalten, de starkaste korrelationerna visas något förvånande med bly och koppar. Kvicksilver tycks ha svag eller ingen korrelation med glödförlusten och med järnhalten. Resultaten redovisas i grafisk form i figur 7.8 figur 7.10 för hur arsenik och kvicksilver korrelerar med järnhalt, glödförlust och svavelhalt i sedimenten Arsenikhalt (mg/kg TS) As Hg 2,5 2 1,5 1 Kvicksilverhalt (mg/kg TS) 20 0, Järnhalt (mg/kg TS) Figur 7.8 Korrelationer mellan halterna av arsenik respektive kvicksilver med järnhalten i sedimenten i Sundsvallsbukten. 46

57 120 3 Arsenikhalt (mg/kg TS) As Hg 2,5 2 1,5 1 Kvicksilverhalt (mg/kg TS) 20 0, Glödförlust (% av TS) Figur 7.9 Korrelationer mellan halterna av arsenik respektive kvicksilver med glödförlusten i sedimenten i Sundsvallsbukten As Hg 2,5 Arsenikhalt (mg/kg TS) ,5 1 Kvicksilverhalt (mg/kg TS) 20 0, Svavelhalt (mg/kg TS) Figur 7.10 Korrelationer mellan halterna av arsenik respektive kvicksilver med svavelhalten i sedimenten i Sundsvallsbukten. För arsenik, bly, järn, koppar, krom, vanadin och zink är korrelationen med glödförlusten stark, vilket indikerar bindning till det organiska materialet i sedimenten. Arsenik, krom, vanadin och zink visar även en hög korrelation med järn, vilket indikerar bindning till järnoxider i sedimenten. Korrelationen mellan järn och glödförlusten kan tyda på en association mellan järnoxider och organiskt material. 47

58 Tabell 7-3 Djup cm Djup cm 1 TShalt 0,33 1 Korrelationsmatris för beräknade korrelationskoefficienter mellan olika analysparametrar i prover från Sundsvallsbukten. Röd färg markerar stark korrelation (0,7 1 respektive -0,7 - -1), gul färg markerar en möjlig, men svagare korrelation (0,4-0,7 respektive -0,4 - -0,7), ej färgmarkerade indikerar ingen eller svag korrelation. GF - -0,94 1 TShalt GF GR As Pb Fe Cd Co Cu Cr Hg Mn Ni S V Zn GR - 0, As -0,45-0,73 0,79-0,79 1 Pb 0,21-0,43 0,79-0,79 0,32 1 Fe -0,20-0,85 0,91-0,91 0,81 0,43 1 Cd -0,05-0,10-0,16 0,16 0,11 0,47-0,02 1 Co -0,14-0,28 0,05-0,05 0,22 0,28 0,22 0,82 1 Cu 0,31-0,67 0,93-0,93 0,36 0,77 0,70 0,16 0,21 1 Cr 0,06-0,72 0,93-0,93 0,40 0,30 0,80-0,15 0,17 0,78 1 Hg 0,42-0,12 0,34-0,34 0,14 0,77 0,09 0,35-0,01 0,50-0,08 1 Mn -0,38-0,25-0,03 0,03 0,38 0,12 0,15 0,76 0,84-0,06-0,08-0,03 1 Ni -0,23-0,36 0,10-0,10 0,29 0,28 0,26 0,82 0,98 0,21 0,18-0,01 0,87 1 S 0,67-0,09 0,67-0,67 0,01 0,34 0,21 0,02 0,00 0,46 0,20 0,46-0,15-0,02 1 V 0,15-0,67 0,94-0,94 0,31 0,31 0,76-0,15 0,15 0,81 0,97-0,05-0,14 0,15 0,25 1 Zn -0,11-0,85 0,88-0,88 0,61 0,71 0,85 0,33 0,46 0,86 0,77 0,31 0,27 0,49 0,22 0,

59 7.1.3 Inverkan av noduler Naturlig anrikning av spårmetaller i järn/mangan-noduler i Bottenhavet har rapporterats av flera författare (Boström m.fl., 1982; Ingri och Ponter, 1986a och 1986b; Borg och Jonsson, 1996). I likhet med undersökningar av Borg och Jonsson (1996), konstateras i denna studie något lägre glödresthalter i prov med noduler (medelvärde 4,85 %) jämfört med övriga prov (medelvärde 7,24 %). Borg och Jonsson (1996) drar slutsatsen att närvaron av noduler ökar heterogeniteten hos proven och kan försvåra tolkningen av föroreningssituationen. I några av provpunkterna har förekomst av noduler observerats okulärt. Detta rör framförallt punkterna S0705 och S0709, men analyserade halter av mangan gör att det kan förväntas att även proven från punkterna S0711 och S0716 innehåller noduler. I figur 7.11 (prover med observerade eller misstänkta noduler) och figur 7.12 (prover utan observation av noduler) redovisas och jämförs beräknade haltpercentiler för olika ämnen i analyserade sediment. För mangan, kadmium, kobolt och nickel noteras en markant högre halt i proven med konstaterade eller misstänkta noduler. Svavelhalterna är något lägre i prover med noduler. I figurerna anges torrsubstanshalterna (TS) i %, glödningsförlust (GF) och glödningsrest (GR) i % av TS. Halterna av olika grundämnen anges i mg/kg TS och har i vissa fall skalats med en skalfaktor som anges för respektive ämne i syfte att öka figurernas läsbarhet och underlätta jämförelser mellan olika ämnen. 49

60 Provpunkter med noduler (n=4) Skalade halter (mg/kg TS) Torrsubstans Glödgn förlust Glödgn rest As Pb Fe Cd x 100 Co x 2 Cu Cr Hg x 1000 Mn x 0.01 Ni S x 0.1 V Zn Percentiler för olika ämnen 10% 25% 50% 75% 90% Figur 7.11 Sammanställning av haltpercentiler för olika ämnen i sedimentprov med observerad eller misstänkt förekomst av noduler.vissa halter är skalade. Övriga provpunkter (n=67) Skalade halter (mg/kg TS) Torrsubstans Glödgn förlust Glödgn rest As Pb Fe Cd x 100 Co x 2 Cu Cr Hg x 1000 Mn x 0.01 Ni S x 0.1 V Zn Percentiler för olika ämnen 10% 25% 50% 75% 90% Figur 7.12 Sammanställning av haltpercentiler för olika ämnen i sedimentprov utan förekomst av noduler. Vissa halter är skalade. TS och GF/GR i %. 50

61 7.1.4 Jämförelser med bakgrundshalter i Bottenhavet Bakgrundshalter har undersökts i Gaviksfjärden som är en regional referensstation belägen vid Höga kusten nära Nordingrå. Gaviksfjärden anses vara relativt opåverkad. Resultat från referensprovtagningar 2003 genomförda av Länsstyrelsen i Västernorrland redovisas i tabell 7-4. Tabell 7-4 Prov / Sedimentdjup i cm Medel 0-5 Medel 5-20 Median 0-5 Median 5-20 Metallinnehåll i sediment medelvärden och medianvärden, resultat från referensprovtagning i Gaviksfjärden 2003 (Lst Västernorrland Miljöavdelningen, 2005) TS % As mg/kg Cd mg/kg Co mg/kg Cr mg/kg Cu mg/kg Hg (total) mg/kg Ni mg/kg Pb mg/kg Zn mg/kg Jmf* NV ** *Jämförvärden för metaller i sediment för svensk standard. Jämförvärdet motsvarar 50-percentilen av förindustriella värden (från referensvärden tagna på ca 55 cm djup). Endast ett jämförvärde finns för hela landet, NV 4914 Tabell 34. ** Provtagning som utfördes i länsstyrelsens regi 1995 av sedimentets ytskikt, 0-1 cm. I en rapport publicerad av SKB (rapport R-00-02) uppges bakgrundshalter i opåverkade sediment i Bottenhavet, baserat på undersökningar av Länsstyrelsen i Uppsala län (1996), enligt tabell 7-5. SGU (2005) anger att bakgrundshalten för arsenik i recenta, finkorniga sediment i Bottenhavet är i medeltal 28 mg/kg TS, vilket stämmer rimligt väl med de jämförvärden som redovisas i tabell 7-4. Värdena är dock väsentligt lägre än Naturvårdsverkets jämförelsekriterier (Avvikelse från jämförvärde, NV 4918, tabell 17), se tabell 7-1. Tabell 7-5 Bakgrundshalter i opåverkade sediment i Bottenhavet (Länsstyrelsen i Uppsala län, 1996). Halter i mg/kg TS. Ämne Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn Halt (mg/kg TS) 0, , För järn, fosfor, mangan och strontium saknas jämförvärden enligt MIFO. Jämförvärden saknas även för en lång rad av de ämnen som ingått i de genomförda screeninganalyserna Föroreningshalter i sedimentporvatten Porvatten som extraherats ur ytliga sedimentprov från Sundsvallsbukten har analyserats med avseende på ett urval metaller och arsenik, se tabell 7-6. Specifika bedömningsgrunder för sedimentporvatten saknas i MIFO-metoden. Samtliga analyserade halter av 51

62 kvicksilver ligger under rapporteringsgränsen (<0,1 µg/l), detta medför att några preciserade fördelningskoefficient (K d -värde) mellan halter i sediment och sedimentporvatten ej kan beräknas för kvicksilver. Även för halter under rapporteringsgränsen kan dock en uppskattning göras av lägsta representativa Kdvärden, se figur 7.13 där även beräknade fördelningskoefficienter för andra metaller och arsenik redovisas. Inga signifikanta skillnader i beräknade Kd-värden finns mellan prover tagna inom dumpningsområdet och övriga bottenområden i Sundsvallsbukten. Noterbart är relativt höga halter av arsenik, bly, kobolt, koppar, nickel och vanadin i porvattnen. Tabell 7-6 Uppmätta halter i porvatten från ytliga sediment i Sundsvallsbukten. Prover inom dumpningsområdet har markerats med grön färg. Porvattenprov As Pb Cd Co Cu Cr Hg Ni V Zn µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l µg/l S0739 (yt) <1.0 < S0737 (yt) <1.0 < <25 S0734 (yt) < <25 S0728 (yt) <1.0 < <25 S0722 (yt) <1.0 < <25 S0719 (yt) < <1.0 < <25 S0718 (yt) < < S0712 (yt) <1.0 < <25 S0708 (yt) <1.0 < S0704 (yt) <1.0 < < > Fördelningskoefficient Kd (l/kg) Inom dumpningsområdet Övriga områden utom S0704 > > As Pb Cd Co Cu Cr Hg Ni V Zn Figur 7.13 Beräknade fördelningskoefficienter Kd-värden (halt i sediment 0-1 cm/halt i sedimentporvatten) för sedimentprover inom dumpningsområdet och övriga områden i Sundsvallsbukten. 52

63 7.2 Metaller i bottenvatten Analyser har utförts på metaller, arsenik och svavel i bottenvatten från dumpningsområdet och övriga delar av Sundsvallsbukten, se tabell 7-7. Järn, mangan, svavel, samt ett värde vardera för arsenik och koppar överstiger rapporteringsgränsen. Specifika bedömningsgrunder för havsvatten saknas enligt MIFO. För tillstånd i vatten (bedöms dock de båda uppmätta halterna av arsenik (Y0739) respektive koppar (Y0723) som höga halter. Miljökvalitetsnormer (EQS- Environmental quality standards) finns föreslagna för ett antal metaller i ytvatten (Annex 1, COM (2006), 398). Relevanta EQS-värden har infogats i tabell 7-7 som jämförelse med uppmätta halter. Det kan konstaterats att halterna underskrider rapporteringsgränserna för de aktuella metallerna, men att rapporteringsgränserna överskrider EQS-värdena varför några långtgående slutsatser inte kan dras från denna jämförelse. Tabell 7-7 Metallhalter i bottenvatten från Sundsvallsbukten. Provpunkter inom dumpningsområdet har markerats med grön färg i tabellen. Röd färgmarkering av analyserade halter motsvarar höga halter enligt Naturvårdsverkets tillståndsklassning, NV rapport 4913, tabell 18. Även EQS-värden motsvarande enheter redovisas i tabellen som jämförelse (AA-årligt genomsnittsvärde, MAC-maximalt tillåten koncentration). Provpunkt Enhet Y0739 Y0723 Y0712 Y0708 EQS (AA / MAC) As mg/l 0.05 <0.050 <0.05 <0.050 Pb mg/l <0.04 <0.040 <0.04 < / - Fe mg/l Cd mg/l <0.004 <0.004 <0.004 < / - Co mg/l <0.01 <0.010 <0.01 <0.010 Cu mg/l < <0.01 <0.010 Cr tot mg/l <0.01 <0.010 <0.01 <0.010 Hg µg/l <0.1 <0.1 <0.1 < / 0.07 Mn mg/l < Ni mg/l <0.01 <0.02 <0.01 < / - S mg/l V mg/l <0.01 <0.02 <0.01 <0.01 Zn mg/l <0.01 <0.010 <0.01 <0.01 Konduktivitet 25 C ms/m Metylkvicksilver i sediment De högsta metylkvicksilverhalterna uppmättes i prov från Draget längs transekt T1 sydost om Draghällans fyr. Halterna inom dumpningsområdet hör till de lägsta uppmätta i Sundsvallsbukten i denna studie, endast cirka 1/10 av halterna i Draget och sydost om Draghällan, se sammanställning i tabell 7-8 och figur Inga jämförvärden enligt MIFO finns för metylkvicksilver i havssediment. Halterna är förhöjda även om de är relativt låga till måttliga i jämförelse med vad som har rapporterats i andra projekt med metylkvicksilverförorenade sediment. Halterna i ytsedimenten utanför Köpmanholmen i Örnsköldsvik där också en tidigare kloralkali- 53

64 fabrik legat har uppmätts till ng/g (DNV, 2004). I Östervik utanför Skutskär vid Gävlekusten uppmättes mellan 1,2 och 8 ng/g och i öppet hav vid Själbottna och Eggegrund 0,17 respektive 0,13 ng/g i ytsediment (Höglund och Jonsson m fl, 2006). I Svartsjöarna uppmättes ca ng/g TS (Regnell mfl, 2001) med ett maximalt värde på 102 ng/g (Höglund och Lindgren, 2002). Som andra jämförelser kan nämnas halter i intervallet ng/g som uppmättes i sedimenten i Marnästjärn (Envipro, 2005) och ng/g uppmättes i Bengtsbrohöljen utanför den gamla kloralkalifabriken i Bengtsfors (IVL, 2003). Halterna i Sundsvallsbukten tyder således inte på någon kraftig metylering av kvicksilver även om halterna kan variera med årstiden. Metyleringsprocesserna som styrs av sulfatreducerande bakterier gynnas av hög temperatur och leder ofta till ökade metylkvicksilverhalter under sommaren (Jones och Höglund, 2002). Metyleringsprocessen varierar beroende av temperatur och syreförhållanden, vilket innebär att under sommaren då temperaturen är som högst och den mikrobiella aktiviteten som störst, ökar andelen metylkvicksilver. Även vid ökade anaeroba förhållanden, vilka också ofta infinner sig under sommarhalvåret (sommarstagnation, mest i djupare sjöar), ökar metyleringen. Variationen i halterna i sedimenten är dock mindre än variationen i vattenmassan. I Svartsjöarna uppmättes mer än 10 gånger högre koncentration i vattenmassan under sommaren, medan maxhalterna i ytsedimenten ökade endast ca 30% från årsmedelvärdet. För de vattendjup som råder inom dumpningsområdet och övriga djupområden i Sundsvallsbukten bedöms dock temperaturvariationerna vara små. Tabell 7-8 Metylkvicksilverhalter i sediment och bottenvatten. Prover inom dumpningsområdet har markerats med grön färg i tabellen. Sediment Bottenvatten Provpunkt MeHg (ng/g TS) Provpunkt MeHg (ng/l) S0701 (yt) 4.4 S0704 (yt) 3.2 S0706 (yt) 0.47 S0708 (yt) 0.41 Y0708 <0.06 S0709 (yt) 0.11 S0710 (yt) 0.39 S0712 (yt) 0.4 Y0712 <0.06 S0716 (yt) 0.27 S0718 (yt) 0.46 S0720 (yt) 0.35 S0722 (yt) 0.62 S0723 (yt) 0.57 Y0723 <0.06 S0726 (yt) 0.35 S0727 (yt) 0.79 S0728 (yt) 0.36 S0730 (yt) 0.51 S0732 (yt) 0.62 S0734 (yt) 0.67 S0737 (yt) 0.28 S0739 (yt)

65 Metylkvicksilver i ytsediment - felstaplarna anger mätosäkerheten MeHg (ng/g TS) S S0704 från Draget, transekt T1 S S0718 inom dumpningsområdet S S0722 transekt T4 S0723 Åvikebukten S S0727 transekt T2 S S0739 djupområde sydväst om dumpningsområdet 1 0 S0701 (yt) S0704 (yt) S0706 (yt) S0708 (yt) S0709 (yt) S0710 (yt) S0712 (yt) S0716 (yt) S0718 (yt) S0720 (yt) S0722 (yt) S0723 (yt) S0726 (yt) S0727 (yt) S0728 (yt) S0730 (yt) S0732 (yt) S0734 (yt) S0737 (yt) S0739 (yt) Figur 7.14 Uppmätta halter av metylkvicksilver i ytsediment inom dumpningsområdet och längs olika transekter i Sundsvallsbukten. 7.4 Metylkvicksilver i bottenvatten Inga jämförelsegrunder enligt MIFO finns för metylkvicksilver i havsvatten. Prover tagna på bottenvatten inom dumpningsområdet och övriga Sundsvallsbukten uppvisar inga detekterbara halter av metylkvicksilver. Samtliga tre analyser av metylkvicksilver i havsvatten visar på låga halter, under rapporteringsgränsen, 0,06 ng/l se tabell 7-8. De uppmätta halterna visar således inte på något betydande påslag från sedimenten. Som jämförelse kan nämnas att maximala halter av metylkvicksilver har rapporterats till 9,47 ng/l, 0,5 m ovanför sedimenten i Övre Svartsjön (djuphålan) (Höglund och Lindgren, 2002). Högsta uppmätta halt av metylkvicksilver i vatten vid Tollare Bruk i Stockholms skärgård är 3 ng/l (Elert och Jones, 2003). I Örserumsviken är medelvärdet av metylkvicksilver i vatten 0,24 ng/l och högsta uppmätta halt 1,1 ng/l (mätningar under 2001) (Elert mfl, 2002). Bakgrundshalter för totalkvicksilver i Östersjöns kustvatten ligger ungefär på nivån 0,2 ng/l (lägre än rapporteringsgränsen i analyser utförda inom projektet), endast en mindre andel av detta kan utgöras av metylkvicksilver. Reviderade riktvärden har tagits fram för kvicksilver i vatten (CCME, 2003). De nya riktvärdena för totalkvicksilver är 0,026 µg/l i sötvatten och 0,016 µg/l i marin miljö, samt 0,004 µg/l för metylkvicksilver i sötvatten. 55

66 7.5 Organiska föroreningar i sediment En stor mängd organiska föroreningar har analyserats med screeninganalys i två sedimentprov (S0714 och S0739). Analyserna omfattar oljekolväten (8 ämnen), kvävehaltiga pesticider (7 ämnen), klororganiska pesticider (34 ämnen), fosfororganiska pesticider (21 ämnen), klorerade fenoler (12 ämnen), PAH (16 ämnen), PCB (7 ämnen), ftalater (6 ämnen), övriga semi-volatila ämnen (28 ämnen) och flyktiga ämnen (61 ämnen). Samtliga analysparametrar visar halter under rapporteringsgränsen. Rapporteringsgränserna är dock höga för ett stort antal ämnen varför några slutsatser beträffande föroreningsstatusen för de organiska föroreningarna inte går att dra. Analysprotokoll redovisas i bilaga 3. På basis av analysresultaten går det inte att utesluta att summaparametrarna för HCH, DDT, PCB m fl överstiger haltgränserna för påverkan av en punktkälla enligt MIFO. Det kan dock noteras att ingen positiv indikation finns om förekomst av dessa ämnen. Jämförvärden enligt MIFO redovisas i tabell 7-9. Tabell 7-9 Haltgränser för klassificering av graden av mänsklig påverkan på sediment enligt MIFO fas 2 (NV 4918, bilaga 5 tabell 17). Ingen eller liten påverkan av punktkälla Trolig påverkan av punktkälla Mkt stor påverkan av punktkälla Stor påverkan Ämne Enhet av punktkälla PCB (7 dutch) mg/kg TS < >0.4 Summa DDT mg/kg TS < >0.15 Summa HCH mg/kg TS < > Dioxiner och furaner De uppmätta halter av klorerade dioxiner och furaner, angivna i toxiska ekvivalenter (I- TEQ), i sedimenten i Sundsvallsbukten visas i figur Halterna uttryckt som I-TEQ varierar obetydligt mellan de olika provpunkterna (inom intervallet 5,9 6,9 ng I-TEQ PCDD/F /kg TS). De båda högsta halterna erhölls inom dumpningsområdet. Inga bedömningsgrunder finns enligt MIFO-metoden för dioxiner och furaner i sediment. Vid en jämförelse med klassningsgränser enligt Statens forurensningstilsyn, Norge, klassas samtliga analyserade prover från Sundsvallsbukten som obetydligt förorenade (tabell 7-10). Sammansättningen av olika analyserade kongener i proven diskuteras i avsnitt Som en jämförelse kan även nämnas haltnivåerna i en tidigare studie av sedimenten i Östervik utanför Skutskär, där det som mest uppmättes 250 ng TEQ/kg TS (Kemakta, 2006). Vid den samtidiga provtagningen i Eggegrund, ca 12 km ut till havs utanför Östervik uppmättes dock betydligt lägre halter, där den maximala halten uppmättes till 4 ng TEQ/kg TS i ytskiktet (Kemakta, 2006). Vid provtagningar i Karlholmsfjärden vid norra Upplandskusten uppmättes mellan 3,9 och 28 ng TEQ/kg TS, den högsta halten i en provpunkt nära land, och i den närbelägna Lötfjärden uppmättes mellan 1 och 18 ng TEQ/kg TS (Kemakta, 2007). I dessa fall finns kända eller befarade föroreningskällor på land i anslutning till de undersökta vattenområdena. 56

67 12 10 Dioxinhalter i sediment I-PCDD/F-TEQ Lower Bound ng/kg TS I-PCDD/F-TEQ Upper Bound ng/kg TS Halt (ng/kg TS) SFT Obetydligt förorenat 2 0 S0701 (yt) S0704 (yt) S0710 (yt) S0712 (yt) S0739 (yt) Sydost Draghällan Draget Dumpningsområdet Dumpningsområdet Djuphåla sydväst om dumpnings- Figur 7.15 Halter av dioxiner och furaner uttryckta som toxiska ekvivalenter (I-TEQ) i Sundsvallsbukten. En jämförelse görs med klassningsgränser enligt Statens forurensningstilsyn, Norge (SFT). 57

68 Tabell 7-10 Halter av dioxiner och furaner i sedimenten för enskilda kongener samt summahalt angivet i toxiska ekvivalenter (I-TEQ). Klassning enligt Statens forurensningstilsyn, Norge. Prover inom dumpningsområdet har markerats med grön färg. Ämne Enhet S0701 (yt) S0704 (yt) S0710 (yt) S0712 (yt) S0739 (yt) HpCDD ng/kg TS HpCDF ng/kg TS HxCDD ng/kg TS <2 <2 <2 <2 < HxCDF ng/kg TS <2 <2 2.8 <2 < HpCDF ng/kg TS <2 < < HxCDD ng/kg TS < HxCDF ng/kg TS <2 < < PeCDD ng/kg TS <2 <2 <2 <2 < PeCDF ng/kg TS <2 <2 <2 <2 < HxCDD ng/kg TS 4.9 < < HxCDF ng/kg TS <2 <2 <2 <2 < HxCDF ng/kg TS <2 2.6 < PeCDF ng/kg TS <2 < < TCDD ng/kg TS <2 <2 <2 <2 < TCDF ng/kg TS I-PCDD/F-TEQ Lower Bound ng/kg TS <2 < <2 I-PCDD/F-TEQ Upper Bound ng/kg TS OCDD ng/kg TS OCDF ng/kg TS TEQ Tillståndsklass PCDF/PCDDD (ng/kg) Obetydligt förorenat <10 Måttligt förorenat "Markert" förorenat Starkt förorenat Mycket starkt förorenat >500

69 7.6 Mängd och volym Enligt MIFO (NV 4918, tabell 6, se tabell 7-11 nedan) bedöms risken bland annat i relation till om föroreningsmängden är stor eller liten. Enligt MIFO-klassningen skall dock blotta förekomsten av ämnen med mycket hög toxicitet, t ex kvicksilver och dioxin, leda till att föroreningsmängderna bedöms som mycket stora. Tabell 7-11 Bedömningsgrunder för föroreningsmängd, från NV 4918, tabell Dumpade kvicksilvertunnor Tidigare uppskattningar visar att cirka 8,7 ton kvicksilver kan finnas i de uppskattningsvis tunnor som antas ha dumpats under och 60-talen. Av dessa har cirka tunnor påträffats inom och i närheten av dumpningsområdet. Överslagsmässigt kan dessa tunnor bedömas innehålla cirka 1330 kg kvicksilver. Kvicksilver är ett ämne som klassas som förorening med mycket hög farlighet. Enligt bedömningsgrunderna i tabell 7-11 utgör den uppskattade kvicksilvermängden i de påträffade tunnorna en mycket stor mängd förorening. Om vi fortsätter att betrakta de dumpade kvicksilvertunnorna, var och en med en volym på cirka 80 liter, så har de påträffade tunnorna en sammanlagd volym på cirka 280 m 3, således en liten volym enligt tabell Förorenade sediment inom dumpningsområdet Detaljerade bestämningar av mängden föroreningar i sedimenten inom dumpningsområdet kan inte göras på basis av de översiktliga undersökningarna. En uppskattning kan göras av föroreningsmängderna i sedimenten inom dumpningsområdet utgående från uppmätta halter. Dumpningsområdet täcker ett område cirka 3 x 4 km, motsvarande cirka m 2. Medelhalten av kvicksilver i ytsediment (0-2 cm) inom dumpningsområdet är cirka 0,072 mg/kg TS, med en genomsnittlig TS-halt på 28,75 % och en glödförlust på 6,55 % av TS-halten. Medelhalten för samtliga prover inom dumpningsområdet är 0,073 mg/kg TS. Total kvicksilvermängd i de översta 2 cm av sedimenten, total volym cirka m 3, kan beräknas till cirka 6 kg. På motsvarande sätt kan kvicksilvermängden i de översta 40 cm sediment inom dumpningsområdet, total volym cirka m 3, beräknas till cirka 120 kg. 59

70 Mängden metylkvicksilver (medelhalt 0,36 ng/g) har i skiktet 0-2 cm uppskattats till 29,6 g och i skiktet 0-40 cm till 590 g. För arsenik uppskattas på motsvarande sätt föroreningsmängden i skiktet 0-2 cm (medelhalt 41,7 mg/kg TS) till kg och i skiktet 0-40 cm (medelhalt 25,8 mg/kg TS) till kg. En grov uppskattning av mängden dioxin inom dumpningsområdet kan göras på motsvarande sätt som ovan. Medelhalten är 6,85 ng/kg TS, vilket i skiktet 0-2 cm motsvarar 0,56 g I-TEQ PCDD/F. Motsvarande uppskattning för skikten 0-40 cm ger 11,2 g I-TEQ PCDD/F. För att ge ett perspektiv på de uppskattade mängderna dioxiner i sedimenten så kan nämnas att dioxinmängderna i Skutskärs hamnbassäng före saneringsåtgärderna uppskattats till g TEQ PCDD/F (Miljökemi UmU, 2005). I Östervik utanför Skutskär uppskattades det inom det undersökta området finnas ca 0,3 g TEQ dioxin (Höglund m fl, 2006). I Lövstabukten vid norra Upplandskusten har dioxinmängden uppskattats till cirka 10,8 g TEQ dioxin (Jonsson m fl, 2007). För övriga organiska föroreningar har inga halter över rapporteringsgräns uppmätts varför försök till kvantifieringar är meningslös Förorenade sediment utanför dumpningsområdet Mängden förorenade sediment i Sundsvallsbuktens olika delar kan inte uppskattas i detalj baserat på resultaten från den översiktliga undersökningen. Detta har inte heller varit syftet med undersökningarna. För att vara meningsfullt måste även en geografisk avgränsning göras, något som ter sig svårt i ett öppet havsområde. Av denna anledning har ingen kvantifiering gjorts av föroreningsmängden i sediment utanför dumpningsområdet Klassning avseende föroreningsmängd och förorenade volymer Den beräknade förorenade volymen avseende påträffade dumpade tunnor klassas enligt MIFO som liten. Kvicksilver klassas som ett ämne med mycket hög farlighet enligt MIFO. För de uppskattningar som gjorts av kvicksilverinnehållet i de påträffade tunnorna motsvarar detta en mycket stor föroreningsmängd. De framräknade volymerna förorenade sediment inom dumpningsområdet klassas enligt MIFO som mycket stora med hänsyn till innehållet av kvicksilver och arsenik. Enligt MIFO-metoden ska även blotta förekomsten av ämnen som har en extremt hög farlighet, såsom dioxin, medföra att även föroreningsmängden bedöms som mycket stor De beräknade föroreningsmängderna ger stöd för denna bedömning. En kommentar till de uppskattade mängderna är att trots MIFO-metodens klassning som stor föroreningsmängd och stor volym förorenade sediment får sedimenten inom dumpningsområdet betraktas som material med tämligen låg föroreningsgrad. För kvicksilver är halterna något förhöjda mot angivna bakgrundshalter. Detta är ett bra exempel på svårigheten med en representativ klassning av stora volymer med låg föroreningsgrad i MIFO-metoden. 60

71 7.7 Föroreningsfördelningar i sediment Djupfördelning av metallföroreningar I figur 7.16 visas haltprofiler för kvicksilver i sedimentkärnor som uttogs på ackumulationsbottnar i Sundsvallsbukten. De olika djupskikten representerar olika tidsepoker från nutid till cirka , jämför med tabell 5-1. Halterna av kvicksilver är relativt konstanta med djupet i flertalet sedimentkärnor. I tre sedimentkärnor ökar dock kvicksilverhalterna monotont mot djupare skikt (S0704, S0723 och S0737). Dessa provpunkter ligger dock geografiskt mycket spridda varför någon enkel tolkning inte kan ges. Prov S0704 kommer från Draget och har även i ytskiktet en väsentligt högre halt än alla prover utom S0701 (sydost om Draghällan). Prov S0701 avviker från övriga sedimentkärnor genom att kvicksilverhalten uppvisar en markant topp i ett skikt 15 cm ner i sedimentet, för att därunder minska snabbt. Haltprofiler i sediment - Hg Halt i sedimentskikt (mg/kg TS) 0 0,5 1 1,5 2 2,5 0 Sedimentskikt (cm) S0701 S0704 S0708 S0712 S0718 S0722 S0723 S0737 S Figur 7.16 Haltprofiler av kvicksilver i sedimentkärnor i Sundsvallsbukten. Arsenikhalterna i sedimentprov från olika delar av Sundsvallsbukten visar ett relativt likartat djupberoende där halterna är höga i sedimentytan (0-2 cm) för att snabbt falla till cirka en tredjedel cirka 8 cm ner i sedimenten, se figur I de djupare sedimentkärnorna kan utläsas att arsenikhalterna därefter stiger något mot ökande skiktdjup, i provet S0704 från Draget är detta särskilt markant, något som kan tyda på en tidigare period mer påtagligt föroreningspåslag som successivt övertäckts av renare sediment då föroreningspåslaget minskat. Den markant högre arsenikhalten i sedimentytan hos flertalet prov skulle kunna tyda på att arsenik påverkas av sedimentdiagenes såsom redoxomvandlingar. En tänkbar process skulle kunna vara att arsenik som bundits till järnoxidpartiklar i sedimentöverytan frigörs då bottenvattnet under en period blir syrefritt och järnoxiden reduceras och löses upp. Arseniken kan ånyo bindas till nya järnoxider som bildas i vattenmassan en bit ovanför botten där 61

72 syrehalten är något högre, varefter sedimentation sker. Om förloppet upprepas cykliskt sker en anrikning av arsenik nära sedimentytan. Denna typ av process är vanlig i sediment och kan förväntas vara mest framträdande i djupområden där bottenförhållandena periodvis är syrefria. En alternativ förklaringsmodell skulle vara ett pågående större läckage av arsenik från någon okänd källa. Haltprofiler i sediment - As Halt i sedimentskikt (mg/kg TS) Sedimentskikt (cm) S0701 S0704 S0708 S0712 S0718 S0722 S0723 S0737 S Figur 7.17 Haltprofiler av arsenik i sedimentkärnor i Sundsvallsbukten Kongensammansättning på dioxiner En sammanställning av kongensammansättning för dioxiner i prover analyserade från Sundsvallsbukten visas i grafisk form i figur Resultaten visar att proverna från olika platser i Sundsvallsbukten är relativt homogena, vilket kan tyda på att de härrör från samma källa eller en likartad bildningsprocess. Kongensammansättningen domineras stort av olika högklorerade dibensodioxiner och dibensofuraner, främst oktaoch heptaklorerade föreningar, vilka står för mellan 65 och 95 % av totalhalterna i de olika proven. Det är dock intressant att notera att proven tagna inom dumpningsområdet (S0710 och S0712) visar förekomst av PeCDF, HxCDF, HpCDF och HxCDF, vilket är föroreningar som inte förekommer i detekterbara halter i de övriga proven. Det kan därför inte uteslutas att de dumpade tunnorna förutom kvicksilver även skulle kunna vara förorenade med dioxiner. Det får anses angeläget att genom direkt provtagning av materialet i någon eller några tunnor klarlägga om katalysatormassan i tunnorna är dioxinförorenad. Det bedöms troligt att detta kräver bärgning av tunnor för att möjliggöra provtagning. 62

73 Kongensammansättning - dioxin - baserat på halter över rapporteringsgränsen Halt (ng/kg TS) S0701 (yt) S0704 (yt) S0710 (yt) S0712 (yt) S0739 (yt) 2378 TCDF 2378 TCDD PeCDF HxCDF HxCDF HxCDD PeCDF PeCDD HxCDF HxCDD HpCDF HxCDF HxCDD HpCDF HpCDD OCDF OCDD Figur 7.18 Bidrag av olika kongener till summahalterna av dioxiner/furaner (ej toxiska ekvivalenter) i sedimentprov från Sundsvallsbukten. Värden under rapporteringsgränsen för enskilda föreningar har uteslutits i denna representation. 63

74 64

75 8 Spridningsförutsättningar 8.1 I sediment och ytvatten Vattendjupet i Sundsvallsbukten är relativt stort och ökar ut mot de öppnare delarna i och omkring dumpningsområdet. Vindpåverkan är mycket stor och reglerar till stor del vattenutbytet i Sundsvallbukten. Årsmedelvind vid Brämön är 5,5-5,6 m/s för perioden (SMHI, 2006). Förhärskande vindriktningar är nordvästliga respektive sydliga (Sundsvalls kommun, 2004). Vinddata för Brämön har sammanställts i en vindros i figur 8.1. V NV Vindros Brämön N 30% 25% 20% 15% 10% 5% 0% NO O SV SO S Figur 8.1 Vindros för Brämön som visar hur vindriktningen fördelar sig. Figuren baseras på data sammanställda av SMHI (2006). Vid pålandsvind (sydlig vind) pressas stora mängder ytvatten in mot kustlinjen vilket resulterar i en storskalig strömning av vatten, vilket även skapar en returström av saltare bottenvatten ut mot havet. Vid frånlandsvind drivs ytvattnet ut från Sundsvallsbukten, vilket skapar en returström av salt bottenvatten som når långt in i de inre delarna. Omsättningstiden för vatten i Draget i den inre delen av Sundsvallbukten har uppskattats till 5 och 37 dygn (Sundsvalls kommun, 2004). Utbytet påverkas även av tillförseln av vatten från Indalsälven och Ljungan. Vattnet från älvarna flödar dock i huvudsak ut som en ytlig sötvattenström ovanpå det något saltare havsvattnet. I likhet med alla kustområdet påverkas vattenomsättningen i hög grad även av vattenståndsvariationer i Bottenhavet. Spridningsförutsättningarna i sediment enligt tabell 8-1 bedöms därför som mycket stora. För spridning i ytvatten kan enligt MIFO-metodens bedömningsgrunder spridningsförutsättningarna bedömas som små om utspädningen är så stor att halterna inte innebär någon risk. Detta bör dock nyanseras och hänsyn tas till den belastning som spridning av föroreningarna faktiskt utgör på ytvattnet. För ett havsområde måste exempelvis vägas in att det förekommer en lång rad föroreningskällor till en och samma recipient, 65

76 varför var och en av dessa föroreningskällor inte bör tillåtas ge något påtagligt tillskott till bakgrundsbelastningen. Tabell 8-1 Bedömningsgrunder för spridningsförutsättningar, från NV 4918, tabell Spridning från tunnor Spridningsförutsättningar för föroreningar från de dumpade kvicksilvertunnorna är något mer svårbedömda. Så länge plåttunnorna är intakta sker spridningen av föroreningar rimligen tämligen långsamt via otäta skarvar och infästningar av lock i tunnorna. De observationer som redovisats av Cato m.fl. (2006) ger dock vid handen att tunnorna är angripna av rost och otäta. Den deponerade kvicksilverhaltiga katalysatormassan är även ingjuten i betong i tunnorna, något som minskar utläckaget av kvicksilver och eventuella andra föroreningar i materialet. Med tiden kommer dock även ett betongmaterial som står i kontakt med havsvatten att genomgå en gradvis vittring som leder till en allt mindre sammanhållen betong. Detta leder till ökande risk för föroreningsläckage från tunnorna efter en viss tid från dumpningstillfället. Efter mycket lång tid kommer en betydande del av kvicksilverinnehållet att ha läckt ut till omgivande vatten och sediment, de primära läckagen upphör då successivt, men en del av föroreningarna kan fortfarande finnas kvar i närbelägna ackumulationsbottnar. Spridning av föroreningar från de dumpade tunnorna kan inte bestämmas i detalj eftersom ingen provtagning och testning utförts på detta material. Uppskattningar kan dock göras om läckage från tunnorna kan ge upphov till noterbara förändringar av kvicksilverhalterna i sedimenten inom dumpningsområdet. Som utgångspunkt för uppskattningen antas att den genomsnittliga halten i de ytliga sedimenten ska öka med 1 mg Hg/kg TS. Dumpningsområdets yta är cirka m 2. Genomsnittlig sedimentationshastighet i området är 0,38 cm/år, vilket ger en årlig deposition av m 3. För att stadigvarande öka kvicksilverhalten i denna årligen tillförda mängd sediment med 1 mg/kg TS krävs tillförsel av 15,6 kg Hg/år. Om vi antar att det finns 66